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UNESP - UNIVERSIDADE ESTADUAL PAULISTA PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM QUÍMICA
INSTITUTO DE QUÍMICA
ADNÍVIA SANTOS COSTA MONTEIRO
Especiação de Chumbo e Cádmio: desenvolvimento de métodos
eletroanalíticos para a avaliação da influência da matéria orgânica
natural e substâncias húmicas
Araraquara 2017
ADNÍVIA SANTOS COSTA MONTEIRO
Especiação de Chumbo e Cádmio: desenvolvimento de métodos
eletroanalíticos para a avaliação da influência da matéria orgânica
natural e substâncias húmicas
Tese apresentada ao Instituto de Química, Universidade Estadual Paulista, como parte dos requisitos para obtenção do título de doutora em Química.
Orientador: Prof.Dr. André Henrique Rosa Co-orientador: Prof. Dr. José Paulo S. Pinheiro
Araraquara 2017
DADOS CURRICULARES
1 IDENTIFICAÇÃO
1.1 Nascimento: 24 de Agosto de 1987
1.2 Nacionalidade: Brasileira
1.3 Naturalidade: Itabaiana-Sergipe
1.4 Filiação: Josefa Júlia dos Santos
Antonio Paz da Costa
Nome em citações bibliográficas: COSTA, A. S.; Costa, Adnivia Santos;
MONTEIRO, A.S.C.; MONTEIRO, ADNÍVIA SANTOS COSTA; MONTEIRO,
ADNÍVIA S.C.;
2 FORMAÇÃO ACADÊMICA
2.1 Graduação em Química Bacharelado
Universidade Federal de Sergipe, UFS, Brasil.
Título do Trabalho de Conclusão de Curso: Uso de espectroscopia de fluorescência
na caracterização das fontes de matéria orgânica dissolvida no estuário do Rio
Piauí.
Período: 2005 - 2008
Orientador: José do Patrocínio Hora Alves
2.2 Mestrado em Química
Universidade Federal de Sergipe, UFS, Brasil.
Título: Caracterização da matéria orgânica dissolvida das bacias hidrográficas do
Estado de Sergipe.
Período: 06/2009- 06/2011
Orientador: José do Patrocínio Hora Alves
3 PRODUÇÃO BIBLIOGRÁFICA
3.1 Artigos publicados no período do doutorado
1. WATANABE, C.H.; GONTIJO, E.S.J.; MONTEIRO, A.S.C.; LIRA, V.S.; KUMAR,
N.T.; BUENO, C.C.; FRACÁCIO, R.; ROSA, A.H. Toxicity assessment of arsenic and
cobalt in the presence of aquatic humic substances of different molecular sizes.
Ecotoxicology and Environmental Safety, v. 139, p. 1-8, 2017.
2. MONTEIRO, A. S. C.; PARAT, C.; ROSA, A. H., PINHEIRO, J. P. "Towards field
trace metal speciation using electroanalytical techniques and tangential
ultrafiltration". Talanta, v.152, p. 112-118, 2016.
3. GONTIJO, E. S. J.; WATANABE, C. H.; MONTEIRO, A. S. C.; TONELLO, P. S.;
SILVA, G.A.; ROESER, H. M. P.; FRIESE, K.; ROSA, A. H. Distribution and
bioavailability of arsenic, aluminium and iron in natural waters of a mining area in the
Quadrilátero Ferrífero (Brazil) studied by ultrafiltration and diffusive gradients in thin
films. Chemosphere, v. 164, p. 290-298, 2016.
4. SOUZA, S.O.S.; MONTEIRO, A.S.C.; ÁVILA, D.V.L.; CORREIA, F.O.; GARCIA,
C.A.B.; ALVES, J.P.H.; ARAÚJO, R.G.O. Optimization of analytical method for the
simultaneous determination of thorium and uranium in mineral fertilizers by
inductively coupled plasma optical emission spectrometry. Doi. 0103 – 5053. Journal
of the Brazilian Chemical Society, v.27, p. 799-806, 2016.
3.2 Artigos submetidos
1. PINHEIRO, J.P.; MONTEIRO, A.S.C.; JANOT, N.; GROENENBERG, B.J.; ROSA,
A.H. Especiação termodinâmica de metais traço com substâncias húmicas: o modelo
Nica-Donnan. Submetido na revista Química Nova em janeiro 2017.
2. ARGUELHO, M.L.P.M.; ALVES, J.P.H.; MONTEIRO, A.S.C.; GARCIA, C.A.B.
Characterization of dissolved organic matter in an urbanized estuary located in
Northeastern Brazil. Submetido no Journal Environmental Monitoring and
Assessment em 2016
3.3 Trabalhos publicados em anais de eventos científicos
1. GONTIJO, E.S.J.; MONTEIRO, A.S.C.; WATANABE, C.H.; TONELLO, P.S.; DA
SILVA, G. A.; ROESER, H.M.P.; FRIESE, K.; ROSA, A.H. Effect of humic
substances and iron on the complexation of arsenic in aquatic systems. In 18th
Meeting of International Humic Substances Society (IHSS), período de 11 a 16
setembro 2016, Kanazawa-Japão. (Oral)
2. MONTEIRO, A. S. C.; GONTIJO, E. S. J.; WATANABE, C. H.; SANTOS, F.F.;
PINHEIRO, J. P.; ROSA, A. H. Speciation of Cd, Pb and Zn in Aquatic Systems by
Ultrafiltration and ICP OES. In 9th Symposium for European Freshwater Sciences,
período de 05 a 10 julho de 2015, Geneva - Switzerland. (Pôster)
3. MONTEIRO, A. S. C.; PINHEIRO, J. P.; PARAT, C.; ROSA, A. H. Especiação de
metais por técnicas eletroanalíticas e ultrafiltração tangencial. In XI Encontro
Brasileiro de Substâncias Húmicas, período de 19 a 23 de outubro de 2015, São
Carlos-SP. (Pôster)
4. MONTEIRO, A. S. C.; BUENO, C.C.; GONTIJO, E.S.J.; SANTOS, F.F.; ROSA, A.
H. Distribuição de Cd e Pb nas diferentes frações de ácidos fúlvicos aquáticos. In
XI Encontro Brasileiro de Substâncias Húmicas, período de 19 a 23 de outubro de
2015, São Carlos-SP. (Pôster)
5. MONTEIRO, A. S. C.; PINHEIRO, J. P.; PARAT, C.; ROSA, A. H. Towards on-site
free metal determination in natural waters using tangential utrafiltration with
electrochemical detection. In 8º Congresso Analítico da Argentina, período de 03 a
06 de novembro de 2015, La Plata – Argentina. (Pôster)
6. MONTEIRO, A. S. C.; PINHEIRO, J. P.; PARAT, C.; ROSA, A. H. Análise “on-
site”: uma nova abordagem para o monitoramento de espécies metálicas em
ambientes aquáticos. In 2º Congresso Internacional RESAG (Gestão da água e
monitoramento ambiental), período de 09 a 11 de dezembro de 2015, Aracaju –
SE. (Pôster)
7. GONTIJO, E. S. J.; WATANABE, C. H.; MONTEIRO, A. S. C.; TONELLO, P. S.;
SILVA, G.A.; ROESER, H. M. P.; FRIESE, K.; ROSA, A. H. Análise da distribuição
de metais e metaloides e o papel da matéria orgânica natural utilizando análise
multivariada. In XI Encontro Brasileiro de Substâncias Húmicas, período de 19 a
23 de outubro de 2015, São Carlos-SP. (Pôster)
8. WATANABE, C.H.; GONTIJO, E.S.J.; MONTEIRO, A.S.C.; ROSA, A.H.;
FRACÁCIO, R. Avaliação ecotoxicológica de arsênio em frações de substâncias
húmicas de diferentes tamanhos moleculares. In XI Encontro Brasileiro de
Substâncias Húmicas, período de 19 a 23 de outubro de 2015, São Carlos-SP.
9. SILVA, E.V.; MONTEIRO, A.S.C.; SANTOS, M.S.; ALVES, J.C.; COSTA, S.S.L.;
GARCIA, C.A.B.; ALVES, J.P.H.; ARAÚJO, R.G.O. Identificação das fontes
emissoras de metais traço em material particulado atmosférico total e inalável de
uma área urbana usando análise de componentes principais. In V Workshop de
Quimiometria, período de 09 a 11 de abril de 2014, em Arembepe-Ba. (Pôster)
10. MONTEIRO, A.S.C.; GONTIJO, E. S. J.; WATANABE, C. H.; PINHEIRO, J.P.
ROSA, A. H.; Fractionation and characterization of dissolved organic matter from
Sorocabinha and Itapanhaú rivers (SP/Brasil). In: 17th Meeting of International
Humic Substances Society (IHSS), período de 1 a 5 de setembro de 2014,
Ioannina, Grécia. (Pôster)
11. WATANABE, C.H.; ROSA, A.H.; FRACÁCIO, R.; LIRA, V.S.; SÁ, T.R.;
GONTIJO, E.S.J.; MONTEIRO, A.S.C.; Cobalt and aquatic humic substances:
complexation assays and ecotoxicology tests with Ceriodaphnia 8úbia. In: 17th
Meeting of International Humic Substances Society (IHSS), período de 1 a 5 de
Setembro de 2014, Ioannina, Grécia. (Pôster)
12. GONTIJO, E.S.J.; MONTEIRO, A.S.C.; FERNANDES, M.L.; REIS, D.A.;
DOMINGUES, M.T.; WATANABE, C.H.; TONELLO, P.S.; ROESER, H.M.P.;
FRIESE, K.; ROSA, A.H.; Use of Ultrafiltration and Diffusive Gradients in Thin
Films to Evaluate the Influence of the Dissolved Organic Matter in the Arsenic
Speciation. In: 17th Meeting of International Humic Substances Society (IHSS), 1 a
5 setembro 2014, Ioannina, Greece. (Pôster e oral)
13. GOVEIA, D.; MONTEIRO, A.S.C.; JUIZ, C.O.; ROSA, A.H.; PINHEIRO, J.P.S.;
Complexação de cd(II) e pb(II): interação com nanopartículas e a matéria
orgânica. VII encontro de química ambiental (ENQAmb), período de 6 a 9 de
outubro de 2014, Brasília (DF). (Pôster)
14. MONTEIRO, A. S. C.; GONTIJO, E. S. J.; WATANABE, C. H.; PINHEIRO, J. P.;
ROSA, A. H. Molecular size fractionation, optical properties and characterization of
dissolved organic matter. In I Simpósio em Tecnologia, Inovação e
Sustentabilidade Ambiental, período de 26 a 28 de novembro de 2014, Sorocaba
(SP). (Pôster)
15. GONTIJO, E. S. J.; MONTEIRO, A. S. C.; WATANABE, C. H.; ALMEIDA DOS
REIS, D., SANTOS, F. F.; DOMINGUES, M. T.; OLIVEIRA, E. G., NASCIMENTO,
L. P.; TONELLO, P. S.; ROESER, H. M. P.; ROSA, A. H. Study of the effects of
natural organic matter on aluminium, arsenic and iron speciation. In I Simpósio em
Tecnologia, Inovação e sustentabilidade Ambiental, período de 26 a 28 de
novembro de 2014, Sorocaba (SP). (Pôster)
16. SOUZA, S.O.S.; MONTEIRO, A.S.C.; ÁVILA, D.V.L.; CORREIA, F.O.; GARCIA,
C.A.B.; ALVES, J.P.H.; ARAÚJO, R.G.O. Otimização de método analítico para a
determinação simultânea de Tório e Urânio em fertilizantes minerais por ICP OES.
In 17º Encontro Nacional de Química Analítica (ENQA), período de 06 a 09 de
outubro de 2013, Belo Horizonte, MG. (Pôster)
Trabalhos premiados
1. WATANABE, C.H.; MONTEIRO, A.S.C.; GONTIJO, E. S. J.; ROSA, A.H.; LIRA,
V.S.; BUENO, C.C.; KUMAR, N.T.; FRACÁCIO, R.; ROSA, A.H. Eco-toxicological
assessment of arsenic and cobalt in fractions of aquatic humic substances of
different molecular sizes. Este trabalho recebeu o prêmio de Travel Award como
um dos melhores trabalhos apresentado na forma oral e pôster no 18th
International Conference of International Humic Substances Society (IHSS)
realizado no período de 11 a 16 de setembro de 201, Kanazawa-Japão.
2. BUENO, C.C.; GONTIJO, E.S.J.; MONTEIRO, A.S.C.; DOMINGUES, M.T.;
RANGEL, E.C.; ROSA, A.H.; Arsenic and cadmium removal efficiency by
magnetic Zea mays husk biochar. In I Simpósio em Tecnologia, Inovação e
Sustentabilidade Ambiental, realizado no período de 26 a 28 de novembro de
2014, em Sorocaba-SP. Este trabalho recebeu Mensão Honrosa por ter sido
classificado entre os três apresentados na forma oral.
4 Participação em eventos
1. 8º Congresso Analítico da Argentina, período de 03 a 06 de novembro de 2015, La
Plata – Argentina. (congresso)
2. Encontro Brasileiro de Substâncias Húmicas, período de 19 a 23 de outubro de
2015, São Carlos-SP. (congresso)
3. Workshop in Enviromental Nanotechnology. Programa de Pós-Graduação em
Ciências Ambientais (PGCA), UNESP campus Sorocaba, período de 24 - 25 de
junho de 2015. (outra)
4. I Simpósio em Tecnologia, Inovação e Sustentabilidade Ambiental, realizado nos
dias 26, 27 e 28 de novembro de 2014, em Sorocaba-SP. (congresso)
5. 17th Meeting of International Humic Substances Society (IHSS), período de 1 a 5
de Setembro de 2014, Ioannina, Grécia. (congresso)
5. Formação e atividade complementar
1. Palestra “Especiação de Metais em Ambientes Aquáticos” ministrada durante a
Disciplina de Poluição Ambiental ofertada pelo curso de Engenharia Ambiental da
Universidade Estadual Paulista “Júlio de Mesquita Filho” – Campus Sorocaba /SP,
em 06 de maio de 2015, às 08:15h, com duração de 2 (duas) horas/aula.
2. Participação no Curso de Química Forense oferecido pela Renova Cursos e
Eventos, Ribeirão Preto, 12 de abril de 2015, com carga horária de 9 horas.
3. Participação em minicurso: Methods to investigate the nanoparticles in
environmental. Workshop in Environmental Nanotechnology. Programa de Pós-
Graduação em Ciências Ambientais (PGCA), UNESP – campus Sorocaba, 24 de
junho 2015, com carga horária de 3 horas.
4. Participação no Workshop in Enviromental Nanotechnology. Programa de Pós-
Graduação em Ciências Ambientais (PGCA), UNESP campus Sorocaba, período
de 24 - 25 de junho de 2015.
5. Participação em minicurso: SUBSTÂNCIAS HÚMICAS: UM NOVO OLHAR, que
fez parte da programação do XI Encontro Brasileiro de Substâncias Húmicas,
entre os dias 20 e 21 de outubro de 2015, com carga horária de 4 horas.
6. Participação em minicurso: Avances tecnológicos e técnicas cromatográficas y em
detección elemental mediante fluorescência de rayos X. 8º Congresso Analítico da
Argentina, 04 de novembro de 2015, La Plata - Argentina.
7. Participação no treinamento de Configuração e Instalação do equipamento VA
Stand 663 e IME 663. (Carga horária: 16h). Universidade Federal de Alagoas –
Arapiraca / AL, no período de 13 e 14 de janeiro de 2015.
8. Participação em minicurso: Técnicas de Análises Inorgânicas por via úmida –
Uma abordagem ambiental. I Simpósio em Tecnologia, Inovação e
Sustentabilidade Ambiental, realizado nos dias 26, 27 e 28 de novembro de 2014,
em Sorocaba-SP.
9. Participação no treinamento de Configuração e Instalação do equipamento VA
Stand 663 e IME 663. (Carga horária: 16h). Universidade Federal de Alagoas -
Arapiraca/ AL, no período de 13 e 14 de janeiro de 2015.
1. Participação em bancas de trabalhos de conclusão
Participação em banca de Mayra Luna Favero. Análise da germinação e do
crescimento da Crotalaria Juncea em solo degradado incorporado em rejeitos da
mineração de fosfato. 2016. Trabalho de Conclusão de Curso (Graduação em
Engenharia Ambiental) - Universidade Estadual Paulista Júlio de Mesquita Filho.
DEDICATÓRIA
Dedico este trabalho àquela que me amou com minhas
imperfeições, medo e inseguranças.
Mãe dedico a senhora (In Memoriam) porque mesmo não
estando mais aqui, ainda é a minha motivação, exemplo
de mulher guerreira, mãe e amiga. Sonhamos e
esperamos juntas por esse momento, faltando tão pouco
Deus te colheu do meu jardim e sei que a senhora é a flor
mais linda e graciosa do céu, um dia nos reencontraremos
e agradecerei, por todo amor, paciência, pelo colo sempre
que voltava pra casa e principalmente por sempre
acreditar e lutar por mim quando já não me achava capaz.
Você faz muita falta, pois sempre foi meu porto seguro, te
amo hoje muito mais que ontem! Nunca te esquecerei...
Amo você!!
AGRADECIMENTOS
A Deus por iluminar meu caminho e me dar forças para seguir em frente, por ser
meu refúgio, minha esperança e perseverança, pela saúde e por ter tornado tudo
possível. Meu Deus eu creio, adoro e espero sempre em Ti.
A minha mãe Josefa Júlia (in memoriam), meu pai Antonio Paz (meu maior
incentivador) e minha irmã Adnycleive que são e sempre serão minha inspiração
para vencer. O amor e a confiança que sentem por mim, me fazem vencer todos os
obstáculos. Amo muito vocês, vocês são tudo pra mim.
Ao meu esposo Denyson, por estar sempre ao meu lado e por não me deixar
desistir, por sempre apoiar meus sonhos, por compartilhar os momentos difíceis, por
isso, digo que se amor é decisão eu decidi amar Você. Te amo!
À minha bisavó Maria pequena que sempre me apoiou desde o primeiro dia em que
decidi viver esse sonho, sendo meu anjo protetor, sempre com palavras de
motivação e amor.
Aos meus familiares, tios, tias, primos, avós, amigos de Carira e Aracaju por
acreditar, incentivar e sempre me oferecerem palavras de conforto. Principalmente
pelo apoio no período de enfermidade e falecimento de minha mãe.
Ao meu orientador Dr. André Henrique Rosa por ter me acolhido em seu laboratório,
obrigada pelos ensinamentos, confiança e por todas as oportunidades.
Ao Dr. Paulo Pinheiro por ter sido além de um co-orientador, um professor amigo,
muito paciente e sempre prestativo, obrigada pelo conhecimento compartilhado.
Muito obrigada por tudo!
À Cláudia Watanabe que desde que cheguei em Sorocaba foi uma amiga-
companheira de todos os momentos, sempre disposta a ajudar, ensinar e por ter
uma excelente qualidade: a de saber ouvir! Obrigada por todas as vezes que me
ouviu e me aconselhou.
A EriK Sartori por todo suporte experimental, construção dos mapas, discussões de
resultados e parceria nos artigos, além da ajuda de sempre.
A Carol Bueno amiga de uma espiritualidade enorme agradeço por sempre me
ensinar a observar o lado bom das situações. Obrigada pela amizade e conselhos.
Aos demais amigos do laboratório (Ignácio Montero, Ely e Minéia) pela amizade,
momentos compartilhados e pela ajuda de sempre. Aos amigos da UNESP
Araraquara principalmente Ariane e Felipe por me acolherem tão bem e serem
solícitos sempre que eu preciso. Aos amigos anjos Rennan Geovanny e Wander
Botero pela disponibilidade de sempre.
Aos queridos Sr. Oswaldo e Sra. Lídia pelos 3 anos que me receberam em sua
casa, pelo carinho, atenção, orações e ensinamentos. Às meninas que passaram
pela pensão (Andréia, Nat, Elaine, Carol) que fizeram minha estadia muito mais
alegre.
À toda equipe de profissionais da UNESP- Sorocaba, principalmente a Letícia e
Suzan pela disponibilidade e suporte para o desenvolvimento deste trabalho.
À FAPESP pela bolsa concedida (processo 2013/14122-0) e apoio financeiro para o
desenvolvimento deste trabalho.
RESUMO
Os estudos de especiação em águas naturais são a chave para a compreensão do
comportamento e destino dos íons metálicos no ambiente, uma vez que estes elementos
podem ser encontrados em diversas formas químicas (livres ou complexados). A
mobilidade, biodisponibilidade e transporte desses íons podem ser influenciados pela
presença da matéria orgânica natural (MON) e as substâncias húmicas aquáticas (SHA),
principais ligantes presente no ambiente aquático. Nesse contexto, o objetivo desse trabalho
foi desenvolver métodos eletroanalíticos utilizando a cronopotenciometria de redissolução
anódica (SCP) e a técnica de redissolução nernstiana na ausência de gradientes (AGNES)
capazes de determinar a concentração de cádmio total (CdT) e livre (CdL), respectivamente,
diretamente em amostras de águas dos rios Itapanhaú (RI) e Sorocabinha (RS) localizados
no estado de São Paulo, que possibilitem uma futura aplicação on-site. E avaliar a influência
da MON e SHA extraídas desses rios nas interações com o Cd(II) e/ou Pb(II). Para
investigar o efeito da sazonalidade foram coletadas amostras de água no março e novembro
de 2014, as quais foram caracterizadas através de parâmetros de qualidade da água,
carbono orgânico dissolvido (COD), espectroscopia UV/Vis e concentrações de metal total,
dissolvido e “livre” (ultrafiltrado em 1kDa com fluxo tangencial - UFT). As SHA e suas
frações (ácido húmico (AH) e fúlvico (AF) foram caracterizadas por meio da análise
elementar, RMN 13C e fracionadas através da UFT com membranas de 100, 30,10, 3 e 1
kDa. Os métodos desenvolvidos de SCP (determinação do CdT) e de AGNES
(determinação do CdL) aplicados nas amostras de águas in natura e ultrafiltradas em 1kDa,
foram validados por comparação com a espectroscopia de absorção atômica com
atomização em forno de grafite (GF-AAS). Os resultados encontrados revelaram que as
principais diferenças entre as águas dos RI e RS estão associadas possivelmente à maior
influência da água do mar e da sazonalidade no RS. A composição estrutural das SHA e AF
apresentou maior predominância de compostos alifáticos. A distribuição do COD após o
fracionamento molecular mostrou que as frações predominantes nas SHA e AF estiveram
entre 10 e 1 kDa, enquanto que para os AH, 50% do COD é maior que 100kDa. Os
resultados de SCP (LD de 1,6x10-9 mol L-1) e AGNES (LD de 1,9x10-9 mol L-1) revelaram o
seu potencial na quantificação do Cd(II) total e livre, respectivamente, nas amostras
estudadas. Os estudos da interação de Cd(II) e Pb(II) com os AF e AH revelaram que
ambos os materiais dos RI e RS apresentaram maior complexação com Pb(II), e a
complexação aumenta com o aumento do pH.
Palavras-chave: Ácidos fúlvicos. Ácidos húmicos. SCP. AGNES.
ABSTRACT
The study of speciation in natural waters are crucial to understand the behaviour and fate of
metal ions in the environment, since these elements can be found in different chemical forms
(complexed or free). The mobility, bioavailability and transport of these ions can be
influenced by natural organic matter (NOM) and aquatic humic substances (AHS), which are
the main ligands in aquatic environments. The objective of this thesis was to develop
electroanalytical methods using the techniques stripping chronopotenciometry (SCP) and
absence of gradients and nernstian stripping (AGNES), which are able to determine the
concentration of total (TCd) and free (FCd) cadmium directly in water samples from the rivers
Itapanhaú (RI) and Sorocabinha (RS), located in the state of São Paulo. It would make
possible a future on-site measurement applications. This study also aimed to evaluate the
influence of NOM and AHS extracted from these rivers in the interactions with Cd(II) and
Pb(II). Water samples were taken in march and november/2014 in order to investigate the
effect of seasonality. These samples were characterised using water quality parameters,
dissolved organic carbon (DOC), UV/VIS spectroscopy and concentrations of total, dissolved
and free metal (ultrafiltered through 1 kDa membrane with tangential flow- TUF). AHS and
their fractions (humic, HA, and fluvic acid, FA) were characterised by elemental analysis,
NMR 13C. They were fractionated through TUF through membranes 100, 30, 10, 3 and 1
kDa. The methods developed of SCP (TCd determination) and AGNES (CdL determination)
applied in the in natura and ultrafiltered (1 kDa) samples were validated using graphite
furnace atomic absorption spectrometry (GFAAS). The results showed that the main
differences between the waters from RI and RS are related probably to the influence of
seawater and seasonality. The structural composition of AHS and FA presented higher
content of aliphatic compounds. The distribution of DOC after size fractionation showed that
the predominant fractions in the AHS and FA were between 10 and 1 kDa. On the other
hand, 50% of the material was higher than 100 kDa in the HA. The results of SCP (LoD:
1.6x10-9 mol L-1) and AGNES (LoD: 1.9x10-9 mol L-1) revealed their potential in quantification
of total and free Cd(II), respectively, in the samples analysed. The study of interactions of
Cd(II) and Pb(II) with FA and HA showed that both materials from RI and RS presented
higher complexation with Pb(II). The complexation increases with the pH for both materials.
Keywords: fluvic acids, humic acids, SCP, AGNES.
LISTA DE FIGURAS
Figura 1- Exemplo de curva de SSCP na (•) ausência do ligante, M, e () na
presença do ligante, M+L, indicando a variação do potencial de deposição, Ed,1/2 e
tempo limite, .. ......................................................................................................... 43
Figura 2- Mapa do Estado de São Paulo indicando a localização dos pontos de
amostragem os rios Sorocabinha e Itapanhaú. ......................................................... 51
Figura 3- Pontos de amostragem (a) rio Itapanhaú e (b) rio Sorocabinha. ............... 52
Figura 4- Sistema de ultrafiltração em fluxo tangencial utilizado para obtenção da
fração dos metais livres (M). ..................................................................................... 55
Figura 5- Ilustração da extração das substâncias húmicas das águas dos rios
Sorocabinha e Itapanhaú. ......................................................................................... 58
Figura 6- Procedimento de extração e purificação dos ácidos fúlvicos e húmicos
presentes nas substâncias húmicas aquáticas dos rios Sorocabinha e Itapanhaú. .. 59
Figura 7- Esquema do fracionamento molecular dos extratos de SHA, AF e AH dos
rios Itapanhaú e Sorocabinha. ................................................................................... 62
Figura 8- Sistema utilizado para a realização dos experimentos eletroquímicos. .... 62
Figura 9- Exemplo do eletrodo de trabalho impressos/serigrafados (screen-printed)
de carbono utilizado neste trabalho. .......................................................................... 64
Figura 10- Pré-tratamento eletroquímico do eletrodo impresso de carbono. ............ 64
Figura 11- Resultado do teste cinético para obtenção do tempo de equilíbrio
representativo dos experimentos realizados com as amostras de SHA, AF e AH
(100 mg L-1) nas condições de pH e força iônica natural das águas dos rios
Sorocabinha e Itapanhaú. ......................................................................................... 68
Figura 12- Curva de temperatura de pirólise (curva à esquerda) e de atomização
(curva à direita) para solução aquosa de Cd(II) 4,8x10-8 mol L-1. .............................. 70
Figura 13- Descrição da metodologia de especiação de Cd(II) em águas naturais por
AGNES, UF-SCP e UF-GF-AAS proposta por este trabalho..................................... 71
Figura 14- Definição operacional das frações do metal total, dissolvido e livre. ....... 78
Figura 15- Dendograma: cálculo da distancia Euclidiana e método de ligação Ward’s
para as variáveis: metal total, metal dissolvido e metal livre em águas coletadas dos
rios Sorocabinha e Itapanhaú, Estado de São Paulo. ............................................... 79
Figura 16- Dendograma: calculo da distancia Euclidiana e método de ligação Ward’s
para as amostras de água em relação aos meses de março (período chuvoso) e
novembro (período seco) de 2014 coletadas nos rios Sorocabinha e Itapanhaú,
Estado de São Paulo. ................................................................................................ 80
Figura 17- Distribuição dos íons metálicos nas frações livres, complexada e
particulada encontrados no rio Sorocabinha no período chuvoso e seco. ................ 84
Figura 18- Distribuição dos íons metálicos nas frações livre, complexada e
particulada encontrados no rio Itapanhaú no período chuvoso e seco. .................... 85
Figura 19- Espectros de RMN para as amostras de SHA e AF dos rios Itapanhaú e
Sorocabinha nos períodos estudados. ...................................................................... 88
Figura 20- Distribuição de COD nas seis frações obtidas após fracionamento
molecular das amostras parcialmente purificadas SHA, AH e AF purificados das
amostras do rio Itapanhaú na coleta 2 comparando-as com a amostra in natura
(novembro/2014). ...................................................................................................... 92
Figura 21- Distribuição de COD nas seis frações obtidas após fracionamento
molecular das amostras parcialmente purificadas SHA, AH e AF purificados das
amostras do rio Sorocabinha na coleta 2 comparando-as com a amostra in natura
(novembro/2014). ...................................................................................................... 93
Figura 22- Comparação da distribuição de COD nas seis frações obtidas após
fracionamento molecular das amostras parcialmente purificadas SHA, AH e AF
purificados das amostras do rio Sorocabinha e Itapanhaú (novembro/2014). .......... 94
Figura 23- Distribuição de COD nas seis frações obtidas após fracionamento
molecular das amostras parcialmente purificadas SHA, AH e AF purificados das
amostras do rio Itapanhaú (a) e Sorocabinha (b) da coleta 2 (novembro/2014). ...... 95
Figura 24- Distribuição dos metais Zn, Cu, Fe, Al presentes originalmente nas
frações do COD das amostras de AF e AH dos rios Sorocabinha (a e b) e Itapanhaú
(c e d) extraídos da coleta 2. ..................................................................................... 96
Figura 25- Comparação do metal total adicionado com os resultados de metal das
amostras ultrafiltradas medidas por SCP e com o metal livre medido diretamente por
AGNES nas amostras do rio Itapanhaú (a) e Sorocabinha (b). ............................... 102
Figura 26- Curvas de (obtidas por meio da AGNES) para o ácido fúlvico do
rio Itapanhaú período chuvoso (AF RI-02), comparando as diferenças de
complexação do Cd(II) (pH 7) e Pb(II) (pH 6,5) e força iônica 0,01mol L-1. ............. 106
Figura 27- Comparação das curvas de (obtidas por meio da AGNES) para o
AF e AH do rio Itapanhaú período chuvoso, experimentos realizados com Cd(II) em
pH 7 (a) e Pb(II) em pH 6,5 (b), força iônica 0,01mol L-1. ....................................... 107
Figura 28- Influência do pH na complexação do Cd(II) (pH 6, 7 e 8) (a), e do Pb(II)
em pH (5, 5,5 e 6,5 (b), com o AF do rio Itapanhaú. ............................................. 108
Figura 29- Influência da origem do material extraído na complexação do Cd AF RS e
AF RI-02 (pH 6, 7 e 8) (a), e do Pb AF RS-02 e AF RI-02 em pH (5, 5,5 e 6,5) (b). 109
Figura 30- Influência da sazonalidade na complexação do Cd e AF RI (pH 6, 7 e 8)
(a) e do Pb AF RI em pH (5, 5,5 e 6,5) (b), para os períodos chuvoso (01) e seco
(02). ......................................................................................................................... 110
Figura 31- Curvas de SSCP experimental e teórica para o Cd (a) e Pb (b) com a
SHA extraída do rio Sorocabinha a pH 6. ............................................................... 111
LISTA DE TABELAS
Tabela 1- Valores de constantes de velocidade de perda da molécula de água da
esfera interna de coordenação para o Al, Ca, Cd, Co, Cu, Cr, Fe, Hg, Mn, Ni, Pb e
Zn. ............................................................................................................................. 37
Tabela 2- Características e condições operacionais utilizadas no ICP OES com vista
axial para a análise multielementar de Al, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb e Zn nas
amostras após digestão ácida. .................................................................................. 56
Tabela 3- Valores dos limites de detecção e de quantificação para os metais Al, Cd,
Co, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb e Zn analisados por ICP OES. ........................................ 57
Tabela 4- Informações sobre a concentração dos ligantes utilizados nos
experimentos de e AGNES em função do pH. .......................................................... 73
Tabela 5- Parâmetros eletroquímicos utilizados nos experimentos para Cd(II) e
Pb(II). ........................................................................................................................ 73
Tabela 6- Resultados dos parâmetros físico-químicos das amostras coletadas no rio
Itapanhaú e Sorocabinha em dois períodos de amostragem no ano de 2014. ......... 74
Tabela 7- Comparação das médias de carbono orgânico dissolvido encontradas
neste trabalho com outros rios nacionais e internacionais. ....................................... 76
Tabela 8- Resultados de MT, MD, MP, ML, MC, determinados nas águas do rio
Sorocabinha coletadas na coleta 1 (março/2014) e coleta 2 (novembro/2014)......... 81
Tabela 9- Resultados de MT, MD, MP, ML, MC, determinados nas águas do rio
Itapanhaú coletadas no período chuvoso (março/2014) e no período seco
(novembro/2014). ...................................................................................................... 82
Tabela 10- Resultados da composição elementar livre de cinzas das SHA e AF
extraídos das amostras de água coletadas nos rios Itapanhaú (SHA RI) e (AF RI) e
Sorocabinha (SHA RS) e (AF RS) nos dois períodos estudados. ............................. 87
Tabela 11- Valores de porcentagens relativas de diferentes grupos de carbono
presentes nas amostras de SHA e ácidos fúlvicos extraídos dos rios Itapanhaú (SHA
RI) e (AF RI) e Sorocabinha (SHA RS) e (AF RS) em março/2014 em
novembro/2014. ........................................................................................................ 87
Tabela 12- Resultados das distribuições do COD (%massa) das amostras extraídas
dos rios Itapanhaú (SHA, AF, AH RI) e Sorocabinha (SHA, AF, AH RI) em março
(01) e novembro (02) /2014. ...................................................................................... 91
Tabela 13- Comparação dos resultados da determinação de Cd total por SCP e GF-
AAS nas amostras coletadas nos rios Sorocabinha e Itapanhaú em novembro/2014.
.................................................................................................................................. 99
Tabela 14- Comparação dos resultados da determinação de Cd livre nas amostras
ultrafiltradas acidificadas por SCP e GF-AAS. ........................................................ 100
LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS
AF Ácidos fúlvicos.
AGNES Do inglês, absence of gradients and nernstian equilibrium stripping,
redissolução nernstiana na ausência de gradientes.
AH Ácidos húmicos.
ANOVA Análise de variância.
AM Amazonas
ASV Do inglês anodic stripping voltammetry, voltametria de redissolução
anódica.
Cd(II) Espécie livre do cádmio.
CdT Concentração de cádmio total.
CdL Concentração de livre.
CLE – SV Do inglês competitive ligand exchange–stripping voltammetry,
voltametria de redissolução competitiva por troca de ligante.
COD Carbono orgânico dissolvido.
CONAMA Conselho nacional de meio ambiente.
DBO Demanda bioquímica de oxigênio.
DC-SV Do inglês direct current stripping voltammetry, voltametria de
redissolução de corrente contínua.
DGT Do inglês diffusive gradient in thin films, gradiente difusivo em filmes
finos.
DMT Do inglês donnan membrane technique, técnica de membrana Donnan.
DP-SV Do inglês differential pulse stripping voltammetry, voltametria de pulso
diferencial.
DTA Análise térmica diferencial.
EDTA Do inglês ethylenediamine tetraacetic acid, ácido etilenodiamino tetra-
acético
EIS Eletrodo de íons seletivo.
FM Fracionamento molecular.
FT Fósforo total.
GF AAS Espectrometria de absorção atômica com atomização em forno de
grafite.
GIME-VIP Do inglês gel integrated microelectrode, microeletrodo integrado a gel.
HCA Do inglês hierarchical cluster analysis, análise de agrupamento
hierárquico.
HMDE Do inglês hanging mercury drop electrode, eletrodo de gota de
mercúrio convencional.
ICP OES Espectrometria de emissão óptica com plasma indutivamente acoplado.
IHSS Do inglês international humic substances society, sociedade
internacional de substâncias húmicas.
IS Do inglês inner sphere, esfera interna.
kDa Unidade de massa atômica
M Metal livre.
ML Metal complexado.
LOD Limite de detecção.
LOQ Limite de quantificação.
MD Metal dissolvido.
MES Ácido 2-N- morfolinoetanosulfônico.
MFE Do inglês mercury film electrode, eletrodo de filme de mercúrio.
ML Metal complexado.
MOD Matéria orgânica dissolvida.
MON Matéria orgânica natural.
MOP Matéria orgânica particulada.
MOPs Ácido 3-N-morfolinopropanosulfônico.
MP Metal particulado.
M-SHA Complexo metal-substância húmica aquática.
MT Metal total.
NT Nitrogênio total.
OD Oxigênio dissolvido.
OS Do inglês outher sphere, esfera externa.
Pb(II) Espécie livre do chumbo.
pH Potencial hidrogeniônico.
PLM Do inglês Permeation Liquid Membrane, permeação em membrana
líquida.
RI Rio Itapanhaú.
rpm Rotação por minuto.
RMN Ressonância magnética nuclear.
RS Rio Sorocabinha.
SCP Do inglês stripping chronopotentiometry, cronopotenciometria de
redissolução anódica.
SHA Substâncias húmicas aquáticas.
SSCP Do inglês Scanned deposition potential, varredura de potencial de
deposição.
SW-SV Do inglês Direct current stripping voltammetry, voltametria de onda
quadrada.
TG Termogravimétrica.
UFT Ultrafiltração em fluxo tangencial.
UV-VIS Ultravioleta-visível.
VRA Voltametria de redissolução anódica.
24
LISTA DE SÍMBOLOS
AgCl cloreto de prata.
Ag prata
As arsênio.
Au ouro
Al alumínio
C carbono
Cd cádmio
Cl- cloreto.
Cr cromo Cu cobre.
concentração total do ligante.
concentração do metal na solução.
concentração do ligante livre na solução.
concentração do complexo na solução.
concentração do metal livre no interior da solução.
concentração do ligante livre no interior da solução.
concentração de íon metálico amalgamado.
concentração de íon metálico no interior da solução.
inverso do tempo e a derivada do potencial.
potencial.
. potencial de deposição.
potencial de redução padrão do metal.
25
potencial de deposição aplicado ao eletrodo.
F constante de Faraday.
Fe ferro.
constante de proporcionalidade.
HCl ácido clorídrico.
H3PO4 ácido fosfórico
Hg mercúrio.
corrente de reoxidação.
corrente de deposição.
constante de velocidade de formação do complexo.
constante de velocidade de dissociação do complexo.
K constante de estabilidade.
constante de formação para o complexo de esfera externa.
constante de dissociação para o complexo de esfera externa.
e
constantes de velocidade para a substituição da molécula de por
no complexo da esfera interna.
constante de velocidade de perda da molécula de água da esfera.
interna.
inclinação (slope) da curva de calibração.
n número de elétrons envolvidos no processo de redução/oxidação.
Mn manganês.
Ni níquel.
Pb chumbo.
Pt platina.
carga associada com o Hg depositado.
26
R constante dos gases.
desvio padrão dos ruídos.
tempo de transição.
tempo.
temperatura.
tempo de deposição
energia da interação eletrostática adimensional.
taxa de varrimento/ varredura.
Y ganho ou fator de pré-concentração.
constante de proporcionalidade.
Zn zinco.
x metal ausente na fração.
< os valores após os símbolos correspondem aos valores do limite de
detecção obtidos por ICP OES.
27
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO .................................................................................................. 29
2. REVISÃO DA LITERATURA ............................................................................ 32
2.1. Matéria orgânica natural, substâncias húmicas e sua interação com
espécies metálicas .................................................................................................. 32
2.2. Descrição da complexação de metais traço com ligantes em sistemas
aquáticos.................................................................................................................. 34
2.2.1. Mecanismo de Eigen ...................................................................................... 36
2.3. Técnicas analíticas para análise de especiação .......................................... 38
2.3.1. Técnicas eletroanalíticas de redissolução ...................................................... 39
2.3.1.1. Cronopotenciometria de redissolução (SCP) ............................................ 39
2.3.1.2. Técnica de redissolução nernstiana na ausência de gradientes (AGNES)43
2.4. Ultrafiltração em fluxo tangencial (UFT) ....................................................... 45
2.5. Cádmio e chumbo no ambiente ..................................................................... 46
2.5.1. Cádmio ........................................................................................................... 47
2.5.2. Chumbo .......................................................................................................... 47
3. OBJETIVOS ..................................................................................................... 49
3.1. Objetivo geral .................................................................................................. 49
3.2. Objetivos específicos ..................................................................................... 49
4. MATERIAIS E MÉTODOS ................................................................................ 51
4.1. Área de estudo e amostragem ....................................................................... 51
4.2. Caracterização das águas in natura dos rios ............................................... 53
4.2.1. Qualidade da Água ......................................................................................... 53
4.2.2. Determinação do carbono orgânico dissolvido (COD) .................................... 53
4.2.3. Espectroscopia na região do Ultravioleta-Visível (UV-Vis) ............................. 54
4.2.4. Determinação das frações do metal total, dissolvido e livre presentes
originalmente nas águas dos rios Sorocabinha e Itapanhaú ..................................... 54
4.2.5. Análise exploratória dos dado ......................................................................... 57
4.3. Extração das substâncias húmicas aquáticas presentes nas águas dos
rios Sorocabinha e Itapanhaú ................................................................................ 57
4.3.1. Extração e purificação das frações (ácidos húmicos e fúlvicos) presentes no
extrato das substâncias húmicas aquáticas .............................................................. 59
4.4. Caracterização das substâncias húmicas aquáticas e suas frações ......... 60
28
4.4.1. Composição Elementar ................................................................................... 60
4.4.2. Espectroscopia de ressonância magnética nuclear (RMN ¹³C) ...................... 60
4.4.3. Análise Térmica .............................................................................................. 61
4.5. Fracionamento molecular das substâncias húmicas aquáticas e suas
frações ..................................................................................................................... 61
4.6. Experimentos Eletroquímicos ....................................................................... 62
4.6.1. Produção do eletrodo de trabalho ................................................................... 63
4.6.2. Desenvolvimento da metodologia eletroanalítica utilizando as técnicas SCP e
AGNES para determinação de cádmio total e livre nas amostras de água dos rios
Itapanhaú e Sorocabinha, que possibilite uma futura aplicação on-site .................... 65
4.6.2.1. Experimentos de cronopotenciometria de redissolução (SCP) em meio
ácido (metal total nas amostras in natura e ultrafiltradas acidificadas) ..................... 66
4.6.2.2. Experimentos de AGNES: determinação do Cd(II) livre nas amostras in
natura....... ................................................................................................................. 66
4.6.2.3. Experimentos de ultrafiltração com membranas de 1kDa para a validação
da metodologia proposta ........................................................................................... 67
4.6.2.4. Determinação do Cd(II) por GF-AAS ........................................................ 69
4.6.3. Estudo das interações do Cd(II) e Pb(II) com os ácidos fúlvicos e húmicos
utilizando AGNES ...................................................................................................... 72
4.7. Descarte de resíduos ...................................................................................... 73
5. RESULTADOS E DISCUSSÃO ........................................................................ 74
5.1. Caracterização das amostras de águas “in natura” dos rios Sorocabinha
e Itapanhaú .............................................................................................................. 74
5.2. Influência da matéria orgânica natural na especiação dos metais
originalmente presentes nas águas dos rios Sorocabinha e Itapanhaú ............ 77
5.3. Caracterização das substâncias húmicas aquáticas e suas frações ......... 86
5.4. Fracionamento molecular das substâncias húmicas aquáticas e suas
frações ..................................................................................................................... 90
5.5. Desenvolvimento da metodologia eletroanalítica utilizando as técnicas
SCP e AGNES para determinação de cádmio total e livre nas amostras de
água dos rios Itapanhaú e Sorocabinha, que possibilite uma futura aplicação
on-site ...................................................................................................................... 97
5.5.1. Determinação de cádmio total na amostra in natura por SCP ........................ 97
5.5.2. Determinação de cádmio total nas amostras ultrafiltradas (<1 kDa)............... 99
5.5.3. Determinação de cádmio livre na amostra in natura por AGNES ................. 101
29
5.6. Estudo das interações do Cd(II) e Pb(II) com os ácidos fúlvicos e
húmicos purificados dos rios Itapanhaú e Sorocabinha em diferentes
estações utilizando AGNES .................................................................................. 104
6. CONCLUSÃO ................................................................................................. 112
7. TRABALHOS FUTUROS ............................................................................... 114
REFERÊNCIAS ....................................................................................................... 115
29
1. INTRODUÇÃO
A crescente industrialização e expansão demográfica têm, inevitavelmente,
introduzido poluentes no ambiente, ocasionando, por exemplo, a degradação dos
recursos hídricos (KAUSHIK et al., 2009; OTERO et al., 2015). Um dos poluentes
mais comuns encontrados em ambientes aquáticos são os metais traço (DANG, et
al., 2015). O termo “metais traço” tem sido utilizado para definir elementos químicos
que em baixas concentrações no ambiente podem vir a constituir uma fonte
potencial para a poluição ambiental (MARTINS et al., 2011). Os metais traço
desempenham um papel muito importante no ambiente, pois em sua maioria são
essenciais à vida em concentrações moderadas e tóxicos em concentrações
elevadas.
Sendo assim, a importância do estudo desses metais nos ambientes
aquáticos está relacionada aos riscos de contaminação dentro da cadeia trófica,
visto que os organismos aquáticos tendem a acumular metais em seus tecidos,
mesmo quando a água possui níveis desses compostos abaixo da concentração
máxima tolerada pelas legislações vigentes, como por exemplo, a resolução nº
357/2005 do Conselho Nacional de Meio Ambiente (CONAMA). E geralmente são
considerados persistentes, bioacumulativos e não degradáveis.
Os metais traço podem ser encontrados no ambiente aquático em uma
variedade de formas (livres (M) ou complexados (ML)). Na coluna d’água, os íons
metálicos podem estar associados ao material particulado (partículas orgânicas ou
inorgânicas em suspensão, adsorvido ou assimilado por organismos vivos) e à
fração dissolvida na forma de íons livres hidratados e complexados a ligantes
orgânicos (macromoléculas ou ligantes coloidais, por exemplo, aminoácidos,
carboidratos, substâncias húmicas (ácidos húmicos e fúlvicos)) e inorgânicos
(HCO3-, CO3
2-, SO42-, Cl-, OH-) (BUFFLE, 1988).
Os íons metálicos livres e/ou ligados fracamente aos compostos orgânicos
e/ou inorgânicos presentes na fração dissolvida tem uma biodisponibilidade
superior do que os presentes no material particulado e formando complexos
estáveis, e, portanto, apresentam uma maior toxicidade (MONTEIRO, et al., 2016).
E em função da forma química como ele está presente nessa fração, das quais
nem todas são igualmente tóxicas, tem-se uma maior ou menor absorção por parte
da biota (TEMPLETON et al., 2000).
30
O conhecimento convencional, em estudos toxicológicos é de que as
espécies que controlam a biodisponibilidade do metal traço são os cátions livres
hidratados (MOREL;HERING, 1993; TORO et al., 2001), porém, devido às águas
naturais apresentarem uma multiplicidade de ligantes capazes de fazer ligações
com íons metálicos, apenas uma pequena parte do metal total dissolvido existe
como cátions livres hidratados (BUFFLE, 1988).
Nesse contexto, podemos concluir que a biodisponibilidade dessas espécies
metálicas é influenciada pela sua forma encontrada na natureza e não só pela sua
concentração total (JAMALIA, et al., 2009; MOREL;HERING, 1993). E assim surge
o interesse nos estudos em especiação química de metais traço.
Especiação química, de acordo com a união internacional de química pura e
pura e plicada (IUPAC do inglês, international union of pure and applied chemistry),
consiste na distribuição de um elemento entre espécies químicas definidas em um
sistema. Em outras palavras, é a distribuição das diferentes espécies de um dado
elemento químico numa amostra, considerando as espécies complexadas e não
complexadas e a distinção entre os diferentes estados de oxidação. A análise de
especiação é descrita como procedimentos analíticos de identificação e/ou medida
quantitativa de uma ou mais espécies químicas presentes em uma amostra.
A análise de especiação de metais traço em águas naturais é complicada,
uma vez que a tese de um sistema natural em equilibrio químico não é
normalmente válida no meio ambiente, pois cada uma das espécies metálicas pode
se comportar de maneira diferente em termos de mobilidade e reatividade, estando
ainda sujeitas às mudanças de condições da matriz (temperatura, pH e força
iônica). Por outro lado assumir que apenas o íon metálico livre é toxico traduz uma
simplificação enorme de um sistema muito complexo.
Sendo assim, os modelos e experimentos de especiação química de metais
traço com diferentes superfícies/agentes complexantes em águas naturais são a
chave para a compreensão da biodisponibilidade, transporte e mobilidade dos
metais traço no ambiente. Para responder a este desafio têm sido desenvolvidas
plataformas de modelos de especiação termodinâmica (por exemplo, Visual MinteQ
(GUSTAFSSON, 2006), ECOSAT (KEIZER; VAN RIEMSDIJK, 1995) e/ou
ORCHESTRA (MEEUSSEN, 2003) além de técnicas e métodos analíticos capazes
de medir a concentração de íons metálicos livres e de realizar estudos de
especiação dinâmica aos níveis de concentrações de metais traço em águas
31
naturais (TOWN; VAN LEEWEN, 2001; TOWN; VAN LEEUWEN 2003), uma vez
que as quantidades de metais traço presentes em águas naturais são difíceis de
medir e determinar, os cátions livres é ainda mais desafiador, visto que a sua
concentração muitas vezes é encontrada no intervalo inferior ou igual a nanomolar
(MONTEIRO et al., 2016).
Frente ao exposto, este trabalho apresenta o desenvolvimento de métodos
usando técnicas eletroanalíticas, como a cronopotenciometria de redissolução
anódica (SCP) e a técnica de redissolução nernstiana na ausência de gradientes
(AGNES) em conjunto com a ultrafiltração em fluxo tangencial (UFT) com posterior
detecção por espectrometria de absorção atômica com atomização em forno de
grafite (GF-AAS) para a determinação da concentração do cádmio total e livre em
amostras de águas naturais dos rios Itapanhaú (RI) e Sorocabinha (RS), testando a
viabilidade do método proposto para futuras aplicações on-site. Além disso, nesse
trabalho também foi avaliado às interações de Pb(II) e Cd(II) (determinados usando
AGNES) com os ácidos fúlvicos e húmicos extraídos a partir das águas naturais
destes dois rios RS e RI de características diferentes e em duas estações do ano.
32
2. REVISÃO DA LITERATURA
2.1. Matéria orgânica natural, substâncias húmicas e sua interação com
espécies metálicas
A matéria orgânica natural (MON) consiste em toda matéria orgânica
presente nos ecossistemas naturais, diferindo da matéria orgânica viva e dos
compostos de origem antropogênica. Encontrada em águas naturais, é constituída
de uma mistura complexa de vários compostos, sendo que, a sua maior parte
(~80%) ainda possuem estrutura química indefinida (BUFFLE, 1988) com tempo de
permanência mais longo no ambiente e relativamente resistente à degradação. Os
outros 20% da MON correspondem aos compostos com estrutura química definida,
tais como carboidratos e aminoácidos (ROSA et al., 2004). A composição desta
mistura pode estar relacionada à sua origem.
Quanto a sua distribuição no ambiente aquático, pode ser encontrada como
matéria orgânica dissolvida (MOD) ou como matéria orgânica particulada (MOP). A
MOD ou carbono orgânico dissolvido (COD) é definida operacionalmente como a
fração que atravessa uma membrana de porosidade 0,45 μm e geralmente constitui
a maior parte da matéria orgânica presente em água de rios. Por sua vez, a MOP é
aquela que fica retida na membrana de 0,45 μm (THURMAN, 1981).
Estima-se que cerca de 50% do COD em águas superficiais consiste de
matéria orgânica refratária do tipo substâncias húmicas aquáticas (SHA). SHA são
definidas como macro-moléculas complexas, constituídas de diferentes estruturas
aromáticas e alifáticas, ricas em grupos funcionais, contendo oxigênio, como por
exemplo, ácidos orgânicos polares. As SHA são de ocorrência natural (biogênicas),
heterogêneas, apresentam coloração escura, com diferentes massas molares e
tamanhos provenientes da composição de resíduos animais e vegetais bem como,
pela atividade de síntese de microrganismos (ROCHA; ROSA, 2003).
Estas substâncias são transportadas para as águas naturais (rios, lagos e
oceanos) por meio de processos de lixiviação e/ou erosão dos solos, sendo estas
de origem alóctone, como também podem ser produzidas diretamente no meio
aquático por decomposição de constituintes celulares de organismos aquáticos
nativos, sendo estas de origem autóctone (ROMÃO et al., 2003).
33
As substâncias húmicas aquáticas (SHA) podem ser extraídas utilizando
diferentes metodologias. A extração das SHA é operacional, podendo-se ainda,
dependendo do estudo, realizar o fracionamento das SHA para à obtenção de
frações com propriedades físico-químicas similares em função do pH, por exemplo,
em humina (insolúvel), ácidos fúlvicos (fração solúvel) e ácidos húmicos (solúvel
em meio alcalino e insolúvel em pH menor que 2) (ROCHA; ROSA, 2003; ROSA et
al., 2005).
As SHA foram extraídas, pela primeira vez, de uma fonte na Suécia, por
Berzelius (1806). Já a denominação “ácido fúlvico” foi introduzida por Oden (1919),
em um trabalho sobre a origem da cor nas águas naturais (STEVENSON, 1994).
Além disso, as SHA podem ser classificadas como substâncias de coloração
escura, de natureza heterogênea, estrutura complexa e indefinida (STEVENSON,
1994; ABATE; MASINI, 2002).
Desde que foi isolada a primeira amostra de substâncias húmicas, é comum
aparecerem grandes interrogações sobre sua gênese, sua estrutura química e sua
representatividade. Estas questões estão intimamente ligadas não só à
complexidade própria das substâncias húmicas, mas também à variabilidade
resultante das diferentes origens e distintas técnicas de extração e purificação. A
criação e estabelecimento de uma estrutura molecular para as substâncias
húmicas é tema controverso.
Um novo modelo para as SHA foi proposto por Piccolo (2007) no qual estas
substâncias são descritas como associações supramoleculares de moléculas
heterogêneas relativamente pequenas, associadas por interações mais fracas
como as de Van der Waals, , CH- e pontes de hidrogênio e não por ligações
covalentes. Segundo o mesmo autor, os ácidos húmicos (AH) são originados,
principalmente, pela associação de compostos hidrofóbicos, que são estáveis em
pH neutro devido às forças dispersivas hidrofóbicas (Van der Waals, , CH- ).
Com a diminuição do pH, ocorre aumento progressivo da estrutura molecular dos
AH, através das interações por pontes de hidrogênio, até ocorrer sua floculação em
baixos valores de pH. Já os ácidos fúlvicos (AF), são originados, principalmente,
pela associação de pequenas moléculas hidrofílicas que apresentam grupos
funcionais ácidos, os quais mantêm seus constituintes solúveis em qualquer faixa
de pH.
34
As SHA representam a principal classe de complexantes naturais e devido à
complexidade da MON, os estudos de complexação com íons metálicos têm sido
conduzidos especialmente com as SHA, por estas serem capazes de alterar sua
mobilidade, biodisponibilidade e consequente toxicidade (ROCHA; ROSA, 2003,
2004; OLIVEIRA et al., 2006; TONELLO et al., 2007; ELBISHLAWI; JAFFE, 2015).
Essa afinidade das SHA por metais traço se deve ao fato dessas
substâncias serem constituídas por diversos sítios ionizáveis provenientes de
grupos químicos como fenólicos e ácidos carboxílicos, os quais são considerados
os principais sítios de complexação nos ácidos húmicos e fúlvicos. Vale a pena
ressaltar que o comportamento da MON/SHA com os metais traço depende da
estabilidade do complexo formado, quando são complexos de ligações fortes, por
exemplo, não exerce nenhuma toxicidade. Essa estabilidade, depende do número
de átomos que formam a ligação com o metal, a natureza e a concentração do íon
metálico, concentração da MON, pH e tempo de complexação (ROCHA; ROSA,
2003).
Considerando o amplo conjunto de fatores (pH, força iônica, temperatura,
tipo e concentração de ligantes, potencial redox, etc) que exercem influência sobre
a matéria orgânica natural e as SHA e o quão complexa e variável pode ser sua
composição, o entendimento dos mecanismos pelos quais estas interferem nos
ciclos e destinos finais dos poluentes tem sido foco de diversos estudos em
ambientes aquáticos (ROCHA; ROSA., 2003; 2004; OLIVEIRA et al., 2006;
ELBISHLAWI; JAFFE, 2015; MONTEIRO et al., 2016).
2.2. Descrição da complexação de metais traço com ligantes em sistemas
aquáticos
Como descrito anteriormente, o íon metálico pode formar ligações com
diversos tipos de ligantes, conhecer a natureza de sua complexação em solução,
com especial atenção à cinética das reações é interessante para um maior
entendimento do seu comportamento e distribuição na coluna d’água.
35
Considerando que um íon metálico M pode: (i) se associar reversivelmente
com um ligante L para formar um complexo ML eletroinativo e (ii) ser reduzido a
M0, em um eletrodo, teremos o seguinte esquema:
ne-
onde são as constantes de velocidade de formação e dissociação do
complexo, respectivamente, e as cargas das espécies foram omitidas para
simplificar. O equilíbrio termodinâmico em solução entre o metal e o ligante é
descrito pela constante de estabilidade, K:
Equação 1
Em matrizes ambientais, é comum considerar a situação de excesso de
ligante, isto é, a condição em que a concentração total de ligante é muito superior à
concentração total do metal (BUFFLE, 1988). Isso decorre do fato, de que as
soluções/amostras de interesse, geralmente apresentam concentrações de metais
a nível traço. A aproximação será que >> levando à logo
tanto no volume da solução ou na superfície do eletrodo. Neste caso,
podemos considerar a concentração do ligante constante e definir uma nova
constante de ligação como:
Equação 2
onde, e representa a concentração total do ligante e do metal na solução
respectivamente e:
é a concentração do ligante livre na solução;
é a concentração do metal livre na solução;
é a concentração do complexo na solução;
o tempo.
36
2.2.1. Mecanismo de Eigen
Os íons metálicos são um caso particular dentro da cinética química, pois é
regido por um mecanismo característico designado por mecanismo de Eigen
(EIGEN; TAMM, 1963). Este vem sendo utilizado por mais de meio século, para
descrever a cinética de complexação dos íons metálicos em sistemas aquosos
sendo composto por duas etapas principais: (i) formação de um complexo
precursor na esfera externa de coordenação (do inglês, outher sphere (os)); (ii)
posterior liberação da molécula de água da esfera interna (do inglês, inner sphere
(is)) com entrada do íon metálico, para formar uma ligação de coordenação com o
ligante, como descrito nas equações 3 e 4.
Equação 3
Equação 4
onde e
são as constantes de formação e de taxa de dissociação para o
complexo de esfera externa, ; e
são as constantes de
velocidade para a substituição da molécula de por no complexo da esfera
interna, e vice -versa, respectivamente.
A etapa limitante da velocidade para a formação do complexo de esfera
interna é a perda de uma molécula de água da esfera interna. A
constante de velocidade é geralmente nomeada como e assim, = . O valor
de é independente do ligante L e a Tabela 1 mostra alguns valores de metais
que podem ser encontrados na literatura (MARGERUM et al., 1978).
37
Tabela 1- Valores de constantes de velocidade de perda da molécula de água da esfera interna de coordenação para o Al, Ca, Cd, Co, Cu, Cr, Fe, Hg, Mn, Ni, Pb e Zn.
Íon Metálico (s-1) Faixa de valores
Pb2+ 7×109
Hg2+ 2×109
Cu2+ 1×109 (0,2-5)×109
Ca2+ 6×108 (0,5-9)×108
Cd2+ 3×108 (1-5)×108
Zn2+ 7×107 (3-50)×107
Mn2+ 3×107 (0,4-5)×107
Fe2+ 4×106 (1-4)×106
Co2+ 2×106 (0,2-2)×106
Ni2+ 3×104 (1-4)×104
Fe3+ 2×102 (2-200)×102
Al3+ 1 0,2-16
Cr3+ 5×10-7 (4-6)×10-7
Na formação sucessiva de complexos etc., o valor de torna-se
dependente da natureza do ligante e geralmente aumenta com a diminuição do
número de moléculas de água presentes na esfera interna (MARGERUM et al.,
1978).
Por outro lado, a formação dos complexos de esfera externa é puramente
eletroestática sendo que as constantes de velocidade para a formação/dissociação
do complexo na esfera externa são procedentes de (energia da interação
eletrostática adimensional) e das mobilidades do e , representadas por
seus respectivos coeficientes de difusão (MARGERUM et al., 1978).
Como é geralmente muito menor que a constante global, , para a
formação do complexo de esfera interna a partir de pode ser escrita
como:
Equação 5
38
2.3. Técnicas analíticas para análise de especiação
Em paralelo ao desenvolvimento teórico em especiação de metais traço foi
observado nos últimos anos um progresso em relação ao desenvolvimento de
métodos e técnicas analíticas que possibilitassem a separação e quantificação das
espécies de interesse, ou ainda técnicas que permitissem a especiação direta nas
amostras de águas. A escolha do método ou técnica adequada ao estudo em
especiação deve levar em consideração alguns critérios como: interferência da
matriz, sensibilidade, tempo de análise, disponibilidade de equipamento, exatidão
e/ou precisão e custo.
Pesavento et al. (2009) apresentaram uma revisão sobre métodos/técnicas
analíticos de determinação de concentração de íons metálicos livres, fração de
espécies lábeis e capacidade de complexação em águas naturais. Esta revisão
separa as técnicas que permitem a separação das espécies para posterior
quantificação, como exemplo, as técnicas de gradiente difusivo em filmes finos (do
inglês, Diffusive Gradient in Thin Films-DGT), de membrana Donnan (do inglês,
Donnan Membrane Technique-DMT) e permeação em membrana líquida (do
inglês, Permeation Liquid Membrane-PLM), das técnicas eletroanalíticas que
compreendem a voltametria de redissolução anódica (do inglês, Anodic Stripping
Voltammetry-ASV), voltametria de redissolução competitiva por troca de ligante (do
inglês, Competitive Ligand Exchange–Stripping Voltammetry- CLE-SV),
cronopotenciometria de redissolução (do inglês, Stripping Chronopotentiometry-
SCP), redissolução nernstiana na ausência de gradientes (do inglês, Absence of
Gradients and Nernstian Equilibrium Stripping-AGNES) e microeletrodo integrado a
gel (do inglês, Gel Integrated Microelectrode-GIME-VIP), e ainda técnicas
cromatográficas como a cromatografia de troca iônica e o emprego de resinas
complexantes.
No entanto, a maioria das técnicas apresentadas nesta revisão precisa de
algum tratamento prévio (eliminar a matéria orgânica e/ou pré-concentrar as
espécies), para a posterior quantificação das espécies, o qual pode ocasionar
alterações na representatividade da amostra original.
Neste trabalho optou-se em utilizar para os estudos de especiação os
métodos eletroanalíticos porque estes apresentam requisitos como sensibilidade e
seletividade adequada e custo moderado.
39
2.3.1. Técnicas eletroanalíticas de redissolução
Análise de redissolução é um método analítico que utiliza uma etapa de
elétrolise no interior da solução para redução (pré-concentração) de um metal a
partir da solução para o pequeno volume de um eletrodo (uma gota pendente ou
um filme fino) de mercúrio. Após esta etapa de deposição, o metal é reoxidado a
partir do interior do eletrodo, sendo a sua quantificação efetuada utilizando uma
técnica eletroquímica adequada. Se as condições hidrodinâmicas durante a etapa
de pré-eletrólise forem mantidas constantes e efetuando uma calibração adequada,
este conjunto de técnicas pode ser usado para determinar concentrações de metais
em soluções com limites de detecção muito baixos, da ordem de nmol L-1 (MOTA et
al., 1995).
A grande vantagem do método, em comparação com a análise voltamétrica
direta na solução original, é a pré-concentração do material a ser analisado sobre
ou no interior do eletrodo (por fatores de 100 a > 1000), de modo que a corrente de
redissolução é menos perturbada pelas cargas ou correntes de impurezas
residuais. A técnica é especialmente útil para a análise das soluções muito diluídas
(< 10-7 até 10-11 mol L-1).
O eletrodo de mercúrio utilizado em análise de redissolução pode ser um
eletrodo de gota de mercúrio convencional (HMDE, do inglês Hanging Mercury
Drop Electrode) ou um eletrodo de filme de mercúrio (MFE, do inglês, Mercury Film
Electrode). Uma vez que o MFE tem um volume muito menor e uma área maior do
que o HMDE apresenta uma sensibilidade mais elevada. Além dos eletrodos de
mercúrio, eletrodos sólidos (por exemplo, Pt, Ag, C) são usados com menor
frequência, sem mercúrio para íons que não podem ser determinados pelo
mercúrio (por exemplo, Ag e Au).
2.3.1.1. Cronopotenciometria de redissolução (SCP)
A literatura revela que a voltametria de redissolução anódica (VRA) é uma
excelente técnica para determinar as concentrações de metais traço em solução,
porém, na presença de agentes complexantes orgânicos podem sofrer
interferências que dificultam a análise (BUGARIN et al., 1994).
40
As medidas em VRA são sensíveis à adsorção de substâncias orgânicas
podendo afetar significativamente o sinal dos íons metálicos. A magnitude deste
efeito varia de acordo com o parâmetro de escala de tempo relevante (como
derivados de taxa de varredura e/ou frequência de modulação nas seguintes
técnicas: voltametria de redissolução de corrente contínua (do inglês, Direct
Current Stripping Voltammetry- DC-SV); voltametria de pulso diferencial (do inglês,
Differential Pulse Stripping Voltammetry- DP-SV) e a voltametria de onda quadrada
(do inglês, Direct Current Stripping Voltammetry- SW-SV)), sendo que os modos de
escala mais curtos de tempo (DP e SW) são mais fortemente afetados.
Inúmeras estratégias têm sido desenvolvidas para resolver a interferência de
adsorção, as mais comuns envolvem alguma modificação da superfície do eletrodo,
tipicamente a aplicação de um revestimento de polímero (por exemplo, Nafion®).
No entanto, é muito difícil de modificar a superfície do eletrodo, de forma
reprodutível e bem caracterizado. Procedimentos de troca de meio também têm
sido testados, mas na prática é extremamente difícil obter dados confiáveis e
reprodutíveis com esta abordagem. Outro fator que complica é a avaliação
experimental da extensão da labilidade dos complexos, exigindo uma variação
eficaz da escala de tempo da técnica muitas vezes longa.
Para resolver muitos destes problemas, foi desenvolvida a
cronopotenciometria de redissolução (SCP, do inglês, stripping
chronopotentiometry) que tem a mesma etapa de deposição descrita para a
voltametria de redissolução anódica (VRA), mas a quantificação do metal
acumulado é feita através da aplicação de uma corrente de reoxidação constante,
e o sinal analítico é o tempo necessário para a reoxidação (o tempo de
transição, ) (TOWN; VAN LEEWEN, 2001).
Assim, para um dado tempo de deposição, o sinal pode ser aumentado por
utilização de uma corrente de reoxidação menor. O limite para este aprimoramento
vai ser, no entanto, determinado na prática pela presença de impurezas redox
ativas, tais como o oxigênio.
O sinal analítico em SCP é uma variação do potencial, , em função do
tempo. O declive desta curva, na ausência de um processo faradaico, é
determinado pela capacitância do eletrodo de camada dupla, este declive é
modificado na presença de espécies adsorvidas. Logo, a forma correta é
41
determinar os tempos de deposição da área sob os picos no plot entre
versus . Usa-se a notação para denotar o inverso do tempo e a derivada do
potencial (que é o sinal medido).
SCP: a importância da depleção completa
Uma das características mais interessantes da SCP é utilizar uma corrente
de reoxidação suficientemente pequena para obter a depleção completa na etapa
da reoxidação. Isto permite simplificar o tratamento teórico (pois não existe camada
de difusão dentro do eletrodo) e evitar muitos dos problemas de adsorção de
matéria orgânica à superfície do eletrodo que tendem a distorcer os sinais das
técnicas voltamétricas (TOWN; VAN LEEWEN, 2002).
Deste ponto de vista os eletrodos de filme fino de mercúrio (MFE) são muito
atrativos para usar com estas técnicas, pois neste eletrodo, o metal é transportado
rapidamente para a superfície durante a reoxidação, de maneira que as medidas
são realizadas quase sempre em condições de depleção completa.
Do ponto de vista teórico as equações durante a deposição e o número de
mols dos íons metálicos amalgamados são dadas (TOWN; VAN LEEWEN, 2001).
por:
Equação 6
E o número de mols reoxidados é dado por:
Equação 7
onde é a corrente de redissolução/reoxidação é o valor limite para o
tempo de transição obtido por potenciais de deposição muito maiores que o
potencial padrão, . No modo da depleção o número de mols depositado é
igual ao número de mols reoxidados e o tempo de transição limite é dado por:
Equação 8
representando o balanço de carga para a depleção completa.
42
Teoricamente, deveria aumentar continuamente à medida que diminui. No
entanto, quanto menor for maior será a competição por agentes oxidantes
presentes na solução como o oxigênio. Monteiro et al., (2016) utilizando um
eletrodo MFE (área superficial de 9,6 mm), corrente de redissolução de 2,5x10-6A,
e tempo de deposição 45s encontraram 1,6x10-9 mol L-1, como a concentração
mínima detectável de Cd total em amostras de águas naturais de rios, que é similar
ao encontrado em medidas feitas com DP-SV seguindo a mesma metodologia.
Um seguimento natural do desenvolvimento de SCP foi a aplicação de SCP
por etapas, isto é, a SCP para a varredura de potencial de deposição (SSCP, do
inglês scanned deposition potential), como uma abordagem para a determinação
dos parâmetros de especiação de metais, além de ser capaz de fornecer
informação tanto sobre a natureza dinâmica, quanto sobre a heterogeneidade dos
complexos metálicos (TOWN; VAN LEEWEN, 2003). As curvas de SSCP são
construídas a partir de uma série de experimentos a diferentes potenciais de
deposição, e representando os tempos de transição em função dos potenciais
de deposição (“pseudopolarograma”). A principal vantagem da utilização da SSCP
é a possibilidade de determinar as constantes de associação/dissociação do
sistema em estudo, contanto que o coeficiente de difusão do ligante seja
conhecido.
A Figura 1 exemplifica duas curvas de SSCP, uma onde só existe o íon
metálico ( M) e outra em presença de ligantes complexantes ( M+L). Pode-se
observar que a presença dos ligantes ocasiona um decréscimo na intensidade do
sinal do íon metálico. Esse decréscimo varia de acordo com à afinidade dos
ligantes pela espécie metálica e das condições experimentais (pH, força iônica e
concentração e tipo do ligante, por exemplo).
43
Fonte: Paulo Pinheiro
2.3.1.2. Técnica de redissolução nernstiana na ausência de gradientes (AGNES)
AGNES é uma técnica eletroquímica de redissolução utilizada para a
determinação direta da concentração de metal livre, consistindo em duas etapas
sequenciais: a primeira etapa é a deposição e a segunda é a reoxidação do metal.
Na etapa de deposição se aplica um potencial próximo do potencial de
redução padrão do metal e espera-se até atingir o equilíbrio termodinâmico entre o
metal amalgamado e o interior da solução (a concentração acumulada depende
apenas de (concentração de íon metálico no interior da solução) e é
independente de qualquer outra característica do meio, como a complexação ou
adsorção eletrolítica (assumindo a existência de uma quantidade suficientemente
grande de eletrólito de fundo amortecendo a força iônica, de modo que as
atividades e concentrações são sempre proporcionais), por causa do equilíbrio de
Nernstian prescrito pela Eq. (9). No fim da etapa de deposição, obtém-se a razão
entre o metal amalgamado e em solução segundo a equação (GALCERAN, et al.,
2004):
Figura 1- Exemplo de curva de SSCP na (•) ausência do ligante, M, e () na presença do
ligante, M+L, indicando a variação do potencial de deposição, Ed,1/2 e tempo limite, ..
44
[
] Equação 9
onde Y representa o ganho (ou fator de pré-concentração), é a
concentração de metal amalgamado, é a concentração de íon metálico no
interior da solução, E0 é o potencial de redução padrão do metal e E1 o potencial de
deposição aplicado ao eletrodo, R é a constante dos gases, F a constante de
Faraday, n é o número de elétrons envolvidos no processo de redução/oxidação e
a temperatura.
Na segunda etapa se reoxida o metal amalgamado com intuito de medi-lo e
o tempo de reoxidação ) é diretamente proporcional a . Nesta etapa, o
metal amalgamado é quantificado usando uma cronopotenciometria de
redissolução anódica tendo como potencial inicial (PARAT et al., 2011), que
resulta no sinal obtido que é diretamente proporcional à concentração de íon
metálico no interior da solução:
Sinal = Y. Equação 10
Dessa forma, AGNES funciona de uma forma análoga a um eletrodo de íons
seletivo (EIS) permitindo a determinação direta do valor do íon metálico livre na
solução, mas com um limite de detecção da ordem de nM (para tempos de
deposição de 1 a 2 min em eletrodos de filme de Hg) característico das técnicas
eletroquímicas de redissolução anódica (GALCERAN, et al., 2004; PARAT et al.,
2011). Além disso, conhecendo o valor do metal livre na solução e o balanço de
massa para o metal é simples obter o valor da constante de estabilidade K.
Esta técnica já foi aplicada com bons resultados, por exemplo, na
modelagem de chumbo (Pb2+) com a matéria orgânica isolada de sistemas
aquáticos urbanos (PERNET et al., 2011) mas é especialmente interessante para
medidas de zinco (Zn), metal para o qual não existe um EIS comercial (CHITO et
al., 2012).
Como vantagens, AGNES apresenta uma boa seletividade, um baixo limite
de detecção (nmol L-1) e é indiferente à adsorção de matéria orgânica na superfície
do eletrodo, porém, poucos metais formam amálgama com o mercúrio (cobre,
45
cádmio, chumbo, zinco, índio, tálio, bismuto, estanho). A principal desvantagem da
AGNES é o tempo de duração da etapa de deposição necessário para atingir o
equilíbrio, que pode requerer tempos de análise muito elevados até se atingir o
equilíbrio na etapa de deposição (de minutos a horas) com a diminuição da
concentração (GALCERAN et al, 2004), no entanto, isto pode ser atenuado pelo
uso de um eletrodo de filme fino de mercúrio.
Outra abordagem utilizada para estudar a especiação de metais traço em
águas naturais é a ultrafiltração em fluxo tangencial, descrita a seguir.
2.4. Ultrafiltração em fluxo tangencial (UFT)
A ultrafiltração em fluxo tangencial (UFT) é uma técnica que permite separar
compostos em função do tamanho molecular. E é um dos métodos citados na
literatura capaz de discriminar a concentração do “metal livre" (M), para isso, o
procedimento é geralmente realizado com uma membrana de pequena porosidade,
como por exemplo, 1 kDa, para distinguir a espécie livre das coloidais (substâncias
dissolvidas com tamanhos maiores que 1kDa retidas na membrana, por exemplo
as substâncias húmicas). As espécies metálicas quantificadas no ultrafiltrado,
fração (<1kDa), são geralmente definidas como “livres”, embora os cátions
metálicos presentes nesta fração possam também estar complexados à pequenos
ligantes orgânicos ou inorgânicos que apresentam tamanho suficientemente
pequeno para atravessar a membrana (BURBA et al., 1994; MONTEIRO, et al.,
2016).
A UFT é uma técnica atrativa por ser simples, dispensar o uso de reagentes,
minimizando, assim, possíveis contaminações e alterações na representatividade
original da amostra, e de baixo custo (ROMÃO; ROCHA, 2005). Além disso, a UFT
pode ser utilizada também em estudos de fracionamento molecular das diversas
matrizes (MON, SHA, ácidos húmicos (AH) e fúlvicos (AF)) (SARGENTINI et al.,
2001; WATANABE et al., 2017).
Como estas matrizes podem ser constituídas por diferentes compostos de
diferentes tamanhos, o fracionamento molecular que é um procedimento baseado
no tamanho molecular (com uso de membranas de diversos tamanhos, variando de
100 a 1 kDa) permite diminuir a heterogeneidade e a complexidade da matéria
46
orgânica, facilitando, assim, a compreensão do comportamento e distribuição dos
íons metálicos nessas matrizes a partir de suas frações (SARGENTINI et al., 2001;
ROCHA; ROSA, 2003).
Os resultados obtidos por Sargentini e colaboradores (2001) demonstraram
que o fracionamento possibilitou separar e concentrar as SHA extraídas de
amostras de águas coletadas no rio Negro-AM em seis frações com diferentes
tamanhos moleculares: F1: >100, F2: 50-100, F3: 30-50, F4: 10-30, F5: 5-10 e
F6 < 5 kDa. Sendo a distribuição de carbono encontrada descrita como F6 > F2 >
F3 > F1 > F4 > F5 e a maior porcentagem dos íons metálicos originalmente
presentes nas SHA esteve complexada na fração F2.
Vale ressaltar que a ultrafiltração é um método de separação e que para a
determinação das espécies livres de interesse no ultrafiltrado se faz necessário
uma técnica analítica para esse fim, que pode ser tanto uma espectroanalítica
(espectrometria de absorção atômica com atomização em forno de grafite (GF
AAS) e/ou espectrometria de emissão ótica com plasma indutivamente acoplado
(ICP OES)) ou uma eletroanalítica, logo o limite de detecção estará relacionado à
técnica escolhida.
2.5. Cádmio e chumbo no ambiente
Sabe-se que íons metálicos como cobre, ferro, manganês e zinco são
micronutrientes essenciais em processos de função fisiológica para a maioria dos
seres vivos (OTERO et al., 2015). Já os elementos considerados mais perigosos
para a saúde humana e meio ambiente são o chumbo, cádmio, mercúrio e arsênio.
Estes íons têm sido amplamente estudados e os seus efeitos nos humanos
regularmente revistos por órgãos internacionais como a organização mundial de
saúde (OMS) (JARUP, 2003).
Neste trabalho, os estudos de especiação e interação com a matéria
orgânica serão realizados com o cádmio e chumbo. Estes metais traço foram
escolhidos particularmente, por serem considerados elementos potencialmente
tóxicos ao meio ambiente, seres humanos e animais, bem como, por não
possuírem nenhuma função fisiológica no organismo, além de formarem amálgama
47
com os eletrodos de filme de Hg, permitindo sua detecção por AGNES e SCP
(MOREIRA; MOREIRA, 2004; SHUJUN, et al., 2014).
2.5.1. Cádmio
O cádmio (Cd) é um metal traço encontrado na natureza associado a sulfitos
de minérios de zinco, cobre e chumbo (CETESB, 2012). É considerado um metal
potencialmente tóxico, não apenas pelos altos níveis de toxicidade, mas também
devido a sua ampla distribuição e aplicação industrial, podendo ser encontrado em
alimentos, água e ar. Emissões de cádmio aumentaram de maneira drástica
durante o século 20, pois os produtos contendo Cd são raramente reciclados, e por
causa disso, muitas vezes são descartados junto com o lixo doméstico. A principal
fonte de exposição ao cádmio em seres humanos é o tabagismo, bem como
ingestão de alimentos contaminados por fertilizantes agrícolas, esgotos e
deposição atmosférica (JARUP et al., 2000; KIPPLER et al., 2012).
O Cd(II) pode bioacumular em plantas aquáticas, invertebrados, peixes e
mamíferos causando danos renais e aos ossos, sendo considerado cancerígeno
pela agência internacional de pesquisa em câncer (CETESB, 2012). Estes danos à
saúde são ocasionados devido à afinidade do cádmio por estruturas biológicas
contendo grupos tióis, como por exemplo, proteínas, enzimas e ácidos nucléicos
(MERCÊ et al., 2003).
Os valores máximos permitidos de Cd total em água potável e águas doces
estabelecidos pela legislação brasileira (Portaria 2914/2011 e CONAMA nº
357/2005), são 0,005 e 0,001-0,01 mg L-1, respectivamente.
2.5.2. Chumbo
O chumbo (Pb) é um elemento de ocorrência natural geralmente associado à
minérios, principalmente àqueles que contêm zinco, sendo amplamente utilizado
pelas indústrias de baterias, tintas, corantes e cosméticos (CETESB, 2012). A sua
presença em ambientes aquáticos é proveniente da deposição atmosférica, da
lixiviação do solo e do descarte direto do contaminante (JARUP, 2003).
48
O Pb é considerado um metal potencialmente tóxico na sua forma dissolvida,
principalmente na forma iônica, Pb(II), pois assim encontra-se mais disponível para
ser assimilado pela biota aquática, mesmo quando encontrado em baixas
concentrações. No entanto, em sistemas aquáticos, apenas uma pequena fração
do Pb está dissolvida na água, visto que a maior parte do metal encontra-se
particulado e ligado a outros compostos, como por exemplo, às substâncias
húmicas. Este fato confere ao Pb pouca mobilidade e biodisponibilidade (NORDEC,
2003).
O efeito do chumbo na saúde humana depende da intensidade e duração da
exposição. As principais vias de exposição da população geral ao chumbo são oral
e inalatória (CETESB, 2012). As concentrações máximas estabelecidas pela
legislação brasileira de Pb em água potável e águas doces, são de 0,01 e 0,01 a
0,033 mg L-1, respectivamente (Portaria 2914/2011 e CONAMA nº 357/2005).
49
3. OBJETIVOS
3.1. Objetivo geral
Desenvolver métodos eletroanalíticos utilizando as técnicas SCP e AGNES
capazes de determinar a concentração total e livre de cádmio diretamente em
amostras de águas naturais dos rios Sorocabinha e Itapanhaú, que possibilitem
uma futura aplicação on-site. E avaliar a influência das substâncias húmicas
aquáticas extraídas dos rios Sorocabinha e Itapanhaú nas interações do Cd(II) e
Pb(II) utilizando AGNES.
3.2. Objetivos específicos
Caracterizar as amostras de águas dos rios Sorocabinha e Itapanhaú
coletadas em duas estações do ano (seca e chuvosa) em 2014, em função
dos parâmetros de qualidade de água, quantidade e qualidade do carbono
orgânico dissolvido e metais originalmente presentes, para identificar as
principais diferenças entre os dois rios;
Extrair as substâncias húmicas e suas frações, ácidos fúlvicos (AF) e
húmicos (AH), das águas dos rios Sorocabinha e Itapanhaú seguindo o
método recomendado pela sociedade internacional de substâncias húmicas
(do inglês, international humic substances society – IHSS) e caracterizá-las
por meio da análise elementar e RMN 13C, a fim de investigar se há
diferenças significativas da composição estrutural entre as substâncias
húmicas e suas frações AF e AH;
Realizar o fracionamento molecular das substâncias húmicas e suas frações
(ácido húmico e ácido fúlvico) extraídas do RS e RI utilizando a ultrafiltração
em fluxo tangencial com membranas de tamanhos de 100, 30, 10, 3 e 1 kDa
e comparar com o fracionamento da sua amostra in natura correspondente,
50
além de avaliar a distribuição do carbono orgânico e dos metais
originalmente presentes nessas amostras, nas diferentes frações obtidas;
Validar o método de AGNES proposto para a quantificação de cádmio livre
nas amostras e água in natura através de experimentos usando a
ultrafiltração em fluxo tangencial com membrana de 1kDa e o método de
SCP proposto para a quantificação do cádmio total diretamente nas
amostras de águas in natura e ultrafiltradas acidificadas dos rios Itapanhaú e
Sorocabinha, com os resultados obtidos por GF-AAS;
Avaliar as principais diferenças das interações de Cd(II) e Pb(II)
determinados por AGNES, com os ácidos fúlvicos e húmicos extraídos das
águas dos rios Sorocabinha e Itapanhaú levando em consideração fatores
como origem do material, sazonalidade e diferentes condições de pH.
51
4. MATERIAIS E MÉTODOS
4.1. Área de estudo e amostragem
Duas áreas de estudo, rio Itapanhaú (latitude 24°41'59" e longitude
47°35'43.68) e Sorocabinha (latitude 23°50'23"e longitude 46°08'21") (Figura 3),
foram escolhidas a fim de investigar e comparar a influência de ambientes
diferentes, na formação da matéria orgânica natural (MON) e sua interação com o
Cd(II) e Pb(II). Afim de avaliar a influência da sazonalidade na MON nas águas dos
rios Sorocabinha e Itapanhaú foram coletados (~200 L) de amostras de águas
naturais em duas estações do ano, uma no período chuvoso (março/ 2014) e outra
no período seco (novembro/ 2014).
Fonte: Autoria própria
Figura 2- Mapa do Estado de São Paulo indicando a localização dos pontos de
amostragem os rios Sorocabinha e Itapanhaú.
52
O rio Itapanhaú está localizado no Parque Estadual da Serra do Mar,
situando-se na 7ª Unidade de Gerenciamento de Recursos Hídricos, município de
Bertioga-SP e exerce papel fundamental no desenvolvimento econômico das
comunidades locais (atividades de pesca), no turismo e na agricultura
(GOVEIA et al., 2011).
O rio Sorocabinha situa-se no município de Iguape-SP, e é um dos afluentes
do rio Ribeira de Iguape, localizado próximo à Estação Ecológica da Jureia,
situando-se na 11ª Unidade de Gerenciamento de Recursos Hídricos - Ribeira do
Iguape-litoral Sul (GOVEIA et al., 2011).
Esses rios foram escolhidos por apresentar altas concentrações de carbono
orgânico dissolvido (COD), o que pode ser observado pela coloração amarela-
castanho das águas coletadas na Figura 3. Uma das principais características que
difere um ambiente do outro é que o rio Sorocabinha sofre influência da maré por
estar mais próximo ao mar (1,49 Km - distância em linha reta até o mar) comparado
com o rio Itapanhaú que está a 2,9 Km (distância em linha reta até o mar), valores
aproximados.
Fonte: autoria própria.
Fonte: autoria própria.
(a) (b)
Figura 3- Pontos de amostragem (a) rio Itapanhaú e (b) rio Sorocabinha.
53
As amostras foram coletadas na camada superficial, utilizando recipientes de
polietileno de 50 L previamente limpos. Antes da coleta os recipientes foram
lavados duas a três vezes com a água a ser amostrada, após coleta estas
amostras foram levadas ao laboratório, armazenadas a 4°C até a análise. Todos os
procedimentos de coleta, conservação e análise obedeceram às metodologias
descritas no standard methods (AMERICAN, 2005).
4.2. Caracterização das águas in natura dos rios
4.2.1. Qualidade da Água
A qualidade da água foi avaliada a partir das medidas in situ, de pH,
condutividade e oxigênio dissolvido (OD), utilizando uma sonda multiparâmetro da
marca Hanna modelo HI9829, previamente calibrada, bem como, por meio das
análises de fósforo total (PT), nitrogênio total (NT), cloreto (Cl-), demanda
bioquímica de oxigênio (DBO), turbidez e cor (todas realizadas em laboratório e em
triplicata). A análise de PT e Cl- foram realizadas seguindo procedimento do
método 4500-P e 4500 Cl-B, descritos no standard methods (AMERICAN, 2005). O
NT foi determinado por meio do método 10071 (digestão com persulfato- Kit da
marca Hach). A DBO5 foi obtida pela diferença entre o OD inicial medido in situ e o
OD realizado no laboratório após 5 dias da coleta. A turbidez e a cor foram
medidas em um turbidímetro e medidor de cor da marca Quimis, respectivamente.
4.2.2. Determinação do carbono orgânico dissolvido (COD)
Para a determinação do carbono orgânico dissolvido (COD), as amostras
foram previamente filtradas em membranas de nitrato de celulose da marca
Millipore de 0,45 μm, acidificadas com H3PO4, armazenadas em frascos âmbar e
deixadas sob refrigeração. As concentrações do COD foram medidas em triplicata,
pela combustão da amostra à 800ºC em um analisador de carbono da marca
Analytik Jena Multi modelo N/C 3100.
54
4.2.3. Espectroscopia na região do Ultravioleta-Visível (UV-Vis)
As medidas de absorbâncias nos comprimentos de onda 254 e 436 nm
foram realizadas no espectrofotômetro da marca Varian modelo Cary 50 usando
cubetas de quartzo de 1 cm, nas amostras filtradas em membranas de nitrato de
celulose da marca Millipore de 0,45 μm. A água ultrapura (18,2 MΩ.cm, Millipore)
foi utilizada como branco (ELBISHLAWI; JAFFE, 2015).
4.2.4. Determinação das frações do metal total, dissolvido e livre presentes
originalmente nas águas dos rios Sorocabinha e Itapanhaú
As frações do metal total e dissolvido originalmente presentes nas águas dos
rios Sorocabinha e Itapanhaú, foram obtidas após a digestão ácida (em triplicata),
das amostras in natura bruta (representando a concentração do metal total - MT) e
das amostras previamente filtradas em membranas de nitrato de celulose de
0,45 μm, para obtenção da concentração dos metais dissolvidos (MD), seguindo o
procedimento descrito no método 3005A da agência de proteção ambiental do
Estados Unidos (do inglês, US Environmental Protection Agency - USEPA ,1992).
Os ácidos HNO3 (65%) e HCl (37%) utilizados na digestão foram previamente
purificados usando um destilador sub-boiling. Como alguns metais podem
encontrar-se a nível de traços as amostras foram pré-concentradas, com fator de
pré-concentração de 6, para posterior determinação quantitativa.
Para a obtenção da fração dos metais livres (M) foram realizados
experimentos utilizando um sistema de ultrafiltração em fluxo tangencial (UFT) feito
de teflon, com uma membrana de celulose regenerada de 1 kDa de 76 mm de
diâmetro, da marca Millipore, acoplado a uma bomba peristáltica da marca Gilson
Minipuls 3, com tubulação de tygon da marca Agilent (Figura 4). Após cada
experimento, a limpeza do sistema e da membrana era realizado usando 50 mL de
NaOH (0,1 mol L-1) e 50 mL de HCl (0,009 mol L-1). Após cada etapa, o sistema foi
exaustivamente lavado com água ultrapura (18,2 MΩ.cm, Millipore), e as
membranas foram estocadas em solução de etanol 10% na geladeira.
55
Fonte: Autoria própria.
Neste sistema, cerca de 200 mL das amostras previamente filtradas em
membranas de 0,45 μm foram recirculados no sistema por aproximadamente 30
minutos para a ambientação das amostras no sistema. Após esse tempo, alíquotas
de 2 mL foram recolhidas, acidificadas com HNO3 1,0 mol L-1 e refrigeradas para
posterior determinação da “fração livre”. Vale ressaltar, que inicialmente foram
realizadas otimizações para estabelecimento das condições ideais de trabalho com
os sistemas de UFT a fim de minimizar e evitar possíveis vazamentos. Para isso,
as variações do fluxo de recirculação (2 mL min-1) e vazão da gota entre 9-11s
foram ajustadas e a velocidade da bomba peristáltica fixada em 6 rpm, para não
haver variação da pressão interna no sistema.
A quantificação dos metais nas frações total, dissolvida e livre foi realizada
utilizando o ICP OES (espectrometria de emissão óptica com plasma indutivamente
acoplado) com vista axial da marca Agilent Technologies modelo 700 series. O
método otimizado no ICP OES permitiu a determinação multielementar de Al, Cd,
Co, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb e Zn. A Tabela 2 exibe as condições operacionais
utilizadas no ICP OES durante as determinações.
Bomba Peristáltica
Figura 4- Sistema de ultrafiltração em fluxo tangencial utilizado para obtenção da fração dos metais livres (M).
56
Tabela 2- Características e condições operacionais utilizadas no ICP OES com vista axial para a análise multielementar de Al, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb e Zn nas amostras após digestão ácida.
Parâmetros Valores
Potencia de radiofrequência (W) 1100
Vazão de gás no plasma (L min -1) 15,0
Vazão de gás auxiliar (L min -1) 1,5
Vazão do gás nebulizador (L min -1) 0,6
Tipo de nebulizador Concêntrico (tipo Sea Spray)
Câmara de pulverização Tipo ciclone
Linhas de Emissão (nm)
Al (237,312)
Cu (327,395)
Pb (220,353)
Cd (214.439)
Fe (238.204)
Zn (213.857)
Co (228,615)
Mn (257,610)
Cr (267,716)
Ni (231,604)
A Tabela 3 mostra sumariamente os limites de detecção (LD) e de
quantificação (LQ) calculados para as frações do metal total, dissolvido e livre,
usando ICP OES. O LD foi calculado usando a recomendação da União
Internacional da Química Pura e Aplicada (IUPAC) como (3 x SDbranco /Inclinação
da curva) e o LQ = (10 x SDbranco /Inclinação da curva), sendo SDbranco o desvio
padrão de dez medidas das intensidades de emissão das soluções do branco do
método (água ultrapura + HCl + HNO3).
57
Tabela 3- Valores dos limites de detecção e de quantificação para os metais Al, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb e Zn analisados por ICP OES.
Concentrações em (µg L-1) das frações do metal
Total (MT) Dissolvido (MD) Livre (M)
LD LQ LD LQ LD LQ Al 38,3 127,8 30,0 92,3 11,0 36,9
Cd 1,0 3,2 0,5 1,8 0,1 0,3
Co 1,1 3,8 1,5 4,9 0,3 1,0
Cr 0,7 2,5 0,5 3,0 0,2 0,8
Cu 0,5 1,7 0,9 3,0 0,2 0,8
Fe 76,1 243,5 28,8 95,9 0,9 3,0
Mn 0,4 1,4 0,5 1,8 0,1 0,5
Ni 3,5 11,8 6,0 19,9 0,1 3,3
Pb 15,4 51,3 15,4 51,5 1,0 3,3
Zn 13,1 43,5 10,5 34,9 2,6 8,5
4.2.5. Análise exploratória dos dados
O software Statistica 6.0 foi usado para aplicação da análise de
componentes hierárquicos (HCA) aos resultados obtidos das concentrações dos
metais (total, dissolvido e livre). E a análise de variância (ANOVA) de fator único,
no intervalo de 95 % de confiança, calculada no Excel, foi aplicada ao conjunto dos
dados obtidos através dos espectros de RMN 13C.
4.3. Extração das substâncias húmicas aquáticas presentes nas águas dos
rios Sorocabinha e Itapanhaú
O método de cromatografia de adsorção em coluna foi escolhido para a
extração das SHA do rio Sorocabinha e Itapanhaú. Este procedimento foi proposto
por Thurman et al. (1981) e é recomendado pela IHSS. O método para extração
possui três etapas: (1) montagem/empacotamento das colunas; (2) passagem das
amostras pelas colunas e (3) eluição das substâncias húmicas retidas na coluna. O
sistema montado para a extração está ilustrado na Figura 5.
58
O preenchimento da coluna cromatográfica foi feito com a resina DAX 8 que
foi previamente purificada para a retirada de possíveis grupos hidrofílicos retidos. A
purificação da resina consistiu em deixá-la imersa sob agitação em temperatura
ambiente em soluções de metanol por 20 minutos, HCl 0,1 mol L-1 (24 horas) e
NaOH 0,1 mol L-1 (24 horas). Após cada etapa, a resina foi exaustivamente lavada
com água ultrapura (18,2 MΩ.cm, Millipore). Com a resina purificada, as colunas
foram preenchidas até cerca de 50 a 60 % da sua capacidade, o restante foi
preenchido com água ultrapura. Após o empacotamento da resina, 100 mL de HCl
0,1 mol L-1 foi percolado através da coluna para otimização do processo de fixação
das SHA na resina.
Antes de iniciar a etapa 2, cerca de 150 L das amostras de água dos rios
Sorocabinha e Itapanhaú foram acidificadas com HCl 6 mol L-1 até pH inferior a 2
para que as substâncias húmicas pudessem ser adsorvidas pela resina DAX-8. Em
seguida, foi montado um sistema com fluxo de 15 mL min-1 descendente por
gravidade. Após a saturação da resina, foi realizada a eluição do material retido
com NaOH 0,1 mol L-1, para a obtenção do extrato contendo as SHA o qual teve o
seu pH ajustado para o pH da amostra original, entre 5,5 - 6,5 para os extratos do
RS e 6,0 - 6,5 para os extratos do (RI). Os extratos foram mantidos sob
refrigeração e em frascos âmbar, estas amostras foram nomeadas como
substâncias húmicas aquáticas (SHA) e é constituída de ácido húmico e fúlvico.
Fonte: Autoria Própria.
Figura 5- Ilustração da extração das substâncias húmicas das águas dos rios Sorocabinha
e Itapanhaú.
Resina
DAX-8
59
4.3.1. Extração e purificação das frações (ácidos húmicos e fúlvicos) presentes no
extrato das substâncias húmicas aquáticas
As SHA obtidas na etapa anterior foram mantidas sob refrigeração e em
frascos âmbar. Parte desse extrato foi acidificado até pH 2 com HCl 6 mol L-1 e em
seguida, centrifugado por 30 minutos a 2500 rpm, em centrífuga de bancada,
marca Nova, para a separação dos ácidos fúlvicos (AF) fração solúvel, dos ácidos
húmicos (AH). Em seguida, o AF foi percolado novamente através da coluna
preenchida com a resina DAX-8, para pré-concentração e eluído novamente com o
NaOH 0,1mol L-1. O AF eluído foi colocado em contato com uma resina catiônica
Dowex por 24 horas, para a remoção dos possíveis íons presentes ou incorporados
durante o processo. Os AH foram lavados exaustivamente com água ultrapura
(18,2 MΩ.cm, Millipore), até o teste negativo para cloretos utilizando nitrato de
prata. A Figura 6 ilustra a etapa desse procedimento também recomendado pela
IHSS. Posteriormente uma alíquota do AF e AH foi enviada para a análise do COD.
Fonte: Autoria Própria
Figura 6- Procedimento de extração e purificação dos ácidos fúlvicos e húmicos presentes
nas substâncias húmicas aquáticas dos rios Sorocabinha e Itapanhaú.
HCl
6 mol L-1
cloretos
60
4.4. Caracterização das substâncias húmicas aquáticas e suas frações
4.4.1. Composição Elementar
A composição elementar das amostras de SHA foi determinada em relação
ao conteúdo de carbono, hidrogênio, nitrogênio e oxigênio (CHNO). Os extratos
foram secos a 40ºC em estufa com renovação de ar e enviadas para análise no
departamento de química da Universidade Federal de Sergipe. A análise elementar
dos materiais foi realizada no equipamento LECO modelo CHN628 e os resultados
foram tratados com CHN628 software versão 1,30. O equipamento operou com
hélio (99,995%) e oxigênio (99,99%) com temperatura do forno e pós-queima a 950
e 850ºC, respectivamente. O equipamento foi calibrado com padrão EDTA de
(41,0% C, 5,5% H e 9,5% N) utilizando uma faixa de massa entre 10 - 200 mg. O
padrão e as amostras foram analisados utilizando 100 mg para amostras em folha
de estanho.
Os valores de C, H e N foram corrigidos pelo teor de cinzas, utilizando as
informações obtidas pelos dados da análise termogravimétrica. O percentual de (%
O) foi determinado conforme descrito na equação:
% O = [100 % – (% C + % H + % N + % S)] Equação 11
As razões atômicas foram calculadas da seguinte forma:
⁄⁄
⁄⁄ e
⁄ ⁄ .
4.4.2. Espectroscopia de ressonância magnética nuclear (RMN ¹³C)
As análises de RMN ¹³C foram realizadas no instituto de química da UNESP-
Araraquara, em um espectrômetro da marca Bruker modelo Avance III 400 MHz
WB operando na frequência de 100,61 MHz. As amostras secas a 40ºC em estufa
com renovação de ar, foram acondicionadas em um rotor de 4 mm e
posteriormente analisadas nas seguintes condições experimentais: banda espectral
para polarização cruzada de 20 kHz, pulso de preparação do próton de 3,8 μs,
tempo de contato de 1 ms, tempo de aquisição de 12,8 ms e tempo de espera para
61
relaxação de 500 ms. Os deslocamentos químicos foram expressos em ppm
(GOVEIA et al., 2011)
4.4.3. Análise Térmica
Para a análise termogravimétrica (TG) e análise térmica diferencial (DTA) 2
mg das amostras de SHA e AF previamente secas em estufa a 40 ºC, foram
analisadas sob atmosfera de ar, com aquecimento de 25 a 1000 ºC a uma taxa de
10 ºC min-1. As curvas de TG e DTA foram registradas simultaneamente usando o
TGA-DTA-DSC simultâneo da marca TA Instruments modelo Q600.
4.5. Fracionamento molecular das substâncias húmicas aquáticas e suas
frações
O fracionamento molecular foi realizado nas amostras de SHA, AF e AH
extraídas das amostras de água provenientes dos rios Sorocabinha e Itapanhaú
coletadas nos períodos seco e chuvoso. A concentração de todas as amostras
fracionadas foi fixada em 250 mg L-1 de COD e o pH entre 5,5 e 6, para fins
comparativos.
O procedimento consistiu na passagem de 150 mL das amostras, por meio
do sistema de ultrafiltração em fluxo tangencial (detalhado na seção 4.2.4) com
membranas de celulose regenerada de tamanhos moleculares de 100, 30, 10, 3 e 1
kDa com 76 mm de diâmetro. As frações obtidas foram avolumadas quando
necessário para 35 mL em tubo falcon com água ultrapura (18,2 MΩ.cm, Millipore).
Todo procedimento foi realizado com a velocidade da bomba em 6 rpm, controle de
pressão/vazão recirculação da amostra foi fixado em 2 mL min-1 e separadamente,
apesar da Figura 7 o mostrar em série.
Em cada fração foi determinada a concentração de carbono e de metais
totais. Para a determinação do metal total nas frações obtidas, as amostras foram
acidificadas com HNO3 1 mol L-1 até pH entre 2 e 3.
62
Fonte: Autoria Própria.
4.6. Experimentos Eletroquímicos
Os experimentos eletroquímicos foram realizados utilizando um
potenciostato Ecochemie da marca Autolab modelo PGSTAT10 acoplado ao
Metrohm 663 VA Stand e a um computador utilizando o software GPES 4.8
(Eco Chemie) ilustrado na Figura 8, com uma configuração de três eletrodos: o
eletrodo de filme fino de Hg depositado no eletrodo de carbono, um eletrodo
auxiliar (carbono vítreo) e um eletrodo de referência (Ag/AgCl) da marca Metrohm.
Fonte: Autoria Própria.
Figura 8- Sistema utilizado para a realização dos experimentos eletroquímicos.
Bomba
100 kDa
F1 F2
AF
AH
SHA
F4 F3 F5
Bomba
30 kDa
Bomba
10 kDa
Bomba
3 kDa
Bomba
1 kDa
F6
Figura 7- Esquema do fracionamento molecular dos extratos de SHA, AF e AH dos rios Itapanhaú e Sorocabinha.
63
Todas as medidas de AGNES e SCP foram realizadas em triplicata, à
temperatura ambiente (23 - 26°C). A solução foi purgada durante 15 min no início
de cada experiência e a célula eletroquímica foi continuamente purgada com o gás
nitrogênio durante as medidas. As amostras foram acondicionadas em copos
descartáveis de poliestireno de 40 mL.
A calibração foi realizada diariamente antes, utilizando concentrações
conhecidas de metais. Os limites de detecção (LD) e quantificação (LQ) foram
estimados a partir das curvas de calibrações usando a seguinte equação:
Equação 12
sendo, 3 para LD e 10 para LQ, é a média do desvio padrão dos ruídos
e é a inclinação (slope) da curva de calibração.
4.6.1. Produção do eletrodo de trabalho
Neste trabalho foram utilizados eletrodos de carbono impressos/serigrafados
(screen-printed) como eletrodo de trabalho (Figura 9), produzidos por Corine Parat
na Universidade de Pau et des Pays de l’Adour, França da seguinte maneira:
inicialmente, os eletrodos foram impressos em suporte de poliestireno para serigrafia
(Sericol) usando tintas específicas e adequadas como as adquiridas em Acheson
Colloids. Em seguida, foram secos à temperatura ambiente por 1 hora e deixados
na estufa à 60°C por 1 hora, finalizando o processo de impressão. Após esta etapa,
espalhou-se manualmente uma camada de isolante sobre as vias condutoras
deixando disponível uma área circular de 9,6 mm (PARAT et al., 2011; MONTEIRO
et al., 2016). Esse é o primeiro trabalho realizado no Brasil que utiliza este tipo de
eletrodo, para estudos de Cd(II) e Pb(II) com as substâncias húmicas aquáticas.
64
Fonte: Autoria Própria.
Figura 9- Exemplo do eletrodo de trabalho impressos/serigrafados (screen-printed) de carbono utilizado neste trabalho.
Para os experimentos com o Cd(II) e Pb(II), foi necessária a deposição diária
do filme de Hg no eletrodo de carbono. Anterior a esta etapa, o eletrodo foi
condicionado usando um pré-tratamento eletroquímico (Figura 10): cinquenta
sucessivas varreduras de voltametria cíclica entre -0,8 e +0,8 V a 0,1 Vs-1 em uma
solução de acetato de amônio (NH4CH3COOH 1,0 mol L-1) em HCl (0,5 mol L-1)
(MONTERROSO et al., 2004). O filme fino de Hg foi preparado ex-situ (fora da
célula) em 0,24 mmol L-1 de nitrato de Hg(II) em ácido nítrico 0,73 mmol L-1 (pH 1,9)
e depositado no eletrodo por eletrodeposição a -1,3 V por 700s usando uma
velocidade de rotação do agitador de 1000 rpm.
Após cada dia de trabalho a carga associada com o Hg depositado foi
determinada para avaliar o desenvolvimento do filme de mercúrio. Isto foi realizado
por integração eletrônica da varredura linear de redissolução (do inglês, linear
sweep stripping) do pico de Hg com uma taxa de varrimento 0,005 V s-1 em
5 mmol L-1 de tiocianato de amônio (pH 3,4) usando uma etapa de redissolução de
-0,15 V a +0,4 V (MONTEIRO et al., 2016).
Fonte: Autoria Própria.
Figura 10- Pré-tratamento eletroquímico do eletrodo impresso de carbono.
65
4.6.2. Desenvolvimento da metodologia eletroanalítica utilizando as técnicas SCP e
AGNES para determinação de cádmio total e livre nas amostras de água dos rios
Itapanhaú e Sorocabinha, que possibilite uma futura aplicação on-site
A metodologia proposta foi aplicada nas amostras de água dos rios
Sorocabinha e Itapanhaú coletadas no período seco (novembro/2014) previamente
filtradas em membranas de nitrato de celulose 0,45 μm para obtenção da fração
dissolvida, nomeada de in natura. Para a realização dos experimentos foi
necessário fazer quatro adições (spike) da solução padrão de Cd(NO3)2 8,9x10-4
mol L-1 com o objetivo de obter concentração total de Cd(II): 0,7; 1,5; 2,4 e
3,2 x10-7 mol L-1 nas amostras após a filtração, uma vez que este íon metálico não
estava presente originalmente nas amostras. Nessa amostra, foram aplicados três
tipos de tratamentos:
a) acidificada com HNO3 1,0 mol L-1 antes de ser analisada por por SCP
para obter a concentração total do Cd(II) dissolvido: nomeada de in
natura acidificada;
b) analisada diretamente usando AGNES para obter a concentração de
Cd(II) livre;
c) ultrafiltrada em 1 kDa, e em seguida, acidificada com HNO3 (1,0 mol L-1)
para análise por SCP, para obter a concentração de metais, incluindo
tanto o Cd(II) livre quanto o Cd(II) coordenado a ligantes com tamanho
inferior a 1 kDa: nomeada de ultrafitrada acidificada. Os resultados
dessa etapa foram comparados com os obtidos por AGNES.
As amostras obtidas nos tratamentos (a) e (c) foram analisadas também por
GF-AAS para a validação da metodologia.
66
4.6.2.1. Experimentos de cronopotenciometria de redissolução (SCP) em meio
ácido (metal total nas amostras in natura e ultrafiltradas acidificadas)
Inicialmente foram realizados testes de otimização do método de SCP para a
obtenção do potencial de deposição ( ), tempo de deposição ( ) e da corrente
( ) 2,5x10-6 A, de maneira a obter as condições que permitissem melhores valores
de LD e mitigação da influência do oxigênio presente nas amostras. Esses testes
foram realizados em 20 mL de solução de NaNO3 com uma concentração
conhecida de Cd(II) e variando-se o ( ), o ( ) e ( ) aplicados.
Com as melhores condições econtradas: -0,78 V(vs Ag/AgCl), 45s,
e 2,5x10-6 A, aplicada até que o potencial de -0,30 V fosse alcançado,
velocidade de rotação 1000 rpm (somente durante a etapa de deposição), as
medidas de SCP foram realizadas em 20 mL das amostras acidificadas após a
adição do Cd(II). A acidificação da amostra foi necessária nas medidas com SCP,
pois o objetivo era determinar o Cd total presente nas amostras.
O sinal da SCP é o tempo de transição característico , o qual é dado por:
Equação 13
onde o limite da corrente de difusão é proporcional a concentração do metal no
interior da solução e a constante de proporcionalidade.
4.6.2.2. Experimentos de AGNES: determinação do Cd(II) livre nas amostras in
natura
Para as medidas de AGNES foi necessário fixar o pH desejado previamente,
usando o tampão MES. De acordo com Soares (1999) o tampão MES não se liga
ao Cd(II). No caso da amostra de água do rio Sorocabinha manteve-se a força
iônica natural, mas para a amostra do rio Itapanhaú, a força iônica foi fixada em
0,010mol L-1 acrescentando NaNO3 e monitorando a condutividade da solução. Isto
é necessário, uma vez que uma força iônica suficientemente elevada
(>10 mmol L-1) e um sistema bem tamponado são obrigatórios para a obtenção de
resultados precisos em AGNES (AGUILAR et al., 2013).
67
A concentração dos íons metálicos livres foi determinada pelo método de
AGNES de acordo com o procedimento desenvolvido por Parat e colaboradores
(2011), onde a quantificação do metal amalgamado na etapa de equilíbrio é feita
usando uma medida cronopotenciométrica. Após a escolha do , foram realizadas
medidas de AGNES variando os (30, 45, 60, 90, 120, 240, 300 e 600 segundos)
até encontrar o tempo, a partir do qual, a concentração de Cd(II) permaneceu
constante e consequentemente já atingiu o equilíbrio termodinâmico, para obtenção
de LD da ordem de 1 a 5 nMol L-1.
Nesta otimização o sinal de AGNES é a carga ( ) correspondente ao metal
amalgamado no eletrodo de mercúrio que é dado por:
Equação 14
onde é o tempo de reoxidação, é a corrente de reoxidação aplicada na fase
de redissolução, é uma constante de proporcionalidade e
é a concentração
do metal livre no interior da solução.
4.6.2.3. Experimentos de ultrafiltração com membranas de 1kDa para a validação
da metodologia proposta
Inicialmente foram realizados testes cinéticos para determinação do tempo
necessário para o estabelecimento do equilíbrio dos íons Cd(II) com as amostras
de SHA, AF e AH extraídas dos rios Sorocabinha e Itapanhaú, no sistema de UFT
com membranas de 1 kDa. Para esses experimentos, foram preparados 200 mL de
soluções de SHA, AF e AH 100,0 mg L-1 de COD, em seguida foi feito um spike de
Cd(II) nas soluções (a partir de solução intermediária de 2,4x10-3 mol L-1 de Cd(II))
para obter concentração final de 1,4x10-4 mol L-1 de Cd(II). Os testes foram
realizados no pH natural das amostras. Nesse experimento, as soluções
preparadas ficaram em agitação constante. Alíquotas de 2 mL da amostra
ultrafiltrada foram coletadas antes do spike e após 10, 20, 30, 40, 50, 60, 90, 120,
150, 180, 210, 240, 300 minutos após a adição do Cd(II). Depois de coletadas as
amostras foram analisadas por ICP OES.
A Figura 11 representativa de todas as amostras de ambos os rios, indicou
que é necessário aguardar 20 minutos para o estabelecimento do equilíbrio.
68
Fonte: Autoria própria.
Figura 11- Resultado do teste cinético para obtenção do tempo de equilíbrio representativo
dos experimentos realizados com as amostras de SHA, AF e AH (100,0 mg L-1) nas
condições de pH e força iônica natural das águas dos rios Sorocabinha e Itapanhaú.
Após esta etapa, o sistema de UFT devidamente limpo, foi ambientado por
15 minutos com um litro das amostras de águas in natura dos rios estudados, com
o pH e força iônica natural sob agitação constante para condicionamento da
membrana. Em seguida, uma alíquota de 25 mL foi retirada da amostra in natura e
iniciado o procedimento de ultrafiltração, recolhendo-se a primeira alíquota de
ultrafiltrado (25 mL).
Após essa primeira alíquota, foram realizadas quatro adições da solução
padrão de Cd(NO3)2 8,9x10-4 mol L-1 com o objetivo de obter concentração total de
Cd(II) de 0,7; 1,5; 2,4 e 3,2x10-7 mol L-1 na amostra in natura. Após cada adição, o
pH da amostra in natura foi ajustado para o valor original usando NaOH 1,0 mol L-1
devido à pequena variação induzida pelo ácido presente na solução padrão de
Cd(II) e em seguida, foram recolhidas alíquotas de 25 mL amostra in natura e após
os 20 minutos do tempo de equilíbrio foram ultrafiltrados 25 mL de amostra. Todas
as adições de Cd(II) foram calculadas levando-se em consideração a variação do
volume na amostra in natura.
A quantificação do Cd(II) nas alíquotas das amostras in natura e ultrafiltradas
(UF) após o spike foi realizada por SCP (em 20 mL das amostras após acidificação
0,0E+00
5,0E-05
1,0E-04
1,5E-04
2,0E-04
2,5E-04
3,0E-04
0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300
Cd
(m
ol
L-1
)
Tempo (min)
69
com HNO3 1,0 mol L-1) e por GF-AAS (5mL das amostras sem acidificar) para
validação dos resultados de SCP.
4.6.2.4. Determinação do Cd(II) por GF-AAS
O Cd(II) foi determinado em 5 mL das amostras in natura e ultrafiltradas
(UF) após o spike, para a validação dos resultados obtidos por SCP. As condições
de análise para a determinação de Cd(II) nas amostras de águas naturais por
GF-AAS foram obtidas após a otimização do programa de aquecimento do tubo de
grafite, utilizando soluções analíticas contendo 4,8x10-8 mol L-1 de Cd(II) (preparado
após diluição da solução padrão 8,9x10-3 mol L-1) em HNO3 2% (v/v) na presença
dos modificadores químicos (5 μL Pd(NO3)2 + 3 μL Mg(NO3)2).
A avaliação do comportamento térmico do Cd (λ= 228,8 nm) permitiu
selecionar, respectivamente, 700 e 1600 ºC como temperaturas ideais de pirólise e
atomização, respectivamente (Figura 12). A curva de calibração para Cd (0,9; 1,8;
4,4; 7,1 e 8,9x10-8 mol L-1) foi realizada nas mesmas condições (preparada após
diluição da solução padrão 8,9x10-3 mol L-1). Todas as medidas foram realizadas
em triplicata. Quando necessário, foram realizadas diluições adequadas das
amostras usando água ultrapura água ultrapura (18,2 MΩ.cm, Millipore). Os LD e
quantificação LQ obtidos foram 0,6 μg L-1 (0,5x10-8 mol L-1) e 1,9 μg L-1
(1,7x10-8 mol L-1), respectivamente.
70
Figura 12- Curva de temperatura de pirólise (curva à esquerda) e de atomização (curva à
direita) para solução aquosa de Cd(II) 4,8x10-8 mol L-1.
A Figura 13 resume a metodologia proposta neste trabalho publicado na
revista Talanta. Esses métodos foram desenvolvidos e testados com a finalidade
de uma futura aplicação on-site.
´
71
Fonte: adaptada de MONTEIRO et al., 2016.
Filtração em 0,45 µm
Bomba Peristáltica
Spike Cd (II) (10-7 mol L-1)
0,7 ; 1,5; 2,4 e 3,2
(c) ultrafiltrada (UF)
acidificada
SCP AGNES
Metal Livre + complexos orgânicos
e/ou inorgânicos (<1kDa)
A validação analítica do método proposto foi realizada por comparação dos
resultados obtidos por GF-AAS em (a) e (c);
Metal Total Metal Livre
(a) In natura acidificada
(b) in natura
200 µL de HNO3
1,0 mol L-1
200 µL de HNO3
1,0 mol L-1
SCP GF-AAS
GF-AAS
Figura 13- Descrição da metodologia de especiação de Cd(II) em águas naturais por
AGNES, UF-SCP e UF-GF-AAS proposta por este trabalho.
72
4.6.3. Estudo das interações do Cd(II) e Pb(II) com os ácidos fúlvicos e húmicos
utilizando AGNES
Os experimentos de Cd(II) e Pb(II) com as amostras dos AH e AF dos rios
Sorocabinha e Itapanhaú (período seco e chuvoso) foram efetuados em dias
diferentes em duplicata ou triplicata e consistem em duas etapas: calibração e
titulação das amostras detalhadas a seguir:
1) Calibração
As calibrações diárias de AGNES foram realizadas utilizando 20 mL de uma
solução de NaNO3 com força iônica de 0,01 mol L-1 ( parâmetro mantido constante
durante todo o experimento).
A primeira leitura de AGNES feita nesta solução foi nomeada de branco,
após a leitura do branco, foram adicionados consecutivamente 35, 37, 150 e 150
µL de uma solução de Cd(II) 3,0x10-6 mol L-1, resultando na curva de calibração
com concentrações finais de Cd(II) (5,0x10-9 e 1,0; 3,0 e 5,0x10-8 mol L-1). As
calibrações do Pb(II) foram construídas com adições de 23, 23 e 91 µL de uma
solução de Pb 4,8x10-6 e 32 µL de uma solução de Pb 4,8x10-5 mol L-1, resultando
nas concentrações finais de Pb(II) (5,0x10-9, 1,0x10-8, 3,0x10-8 e 1,0x10-7 mol L-1).
2) Titulações das amostras com Cd(II) e Pb(II)
Os ligantes (ácidos húmicos e fúlvicos) foram adicionados diretamente à
solução presente na célula eletroquímica após o final da curva calibração, as
concentrações adicionadas dos ligantes serão exibidas na Tabela 4. Após a adição
do ligante a solução foi tamponada de acordo com o pH desejado.
Os experimentos foram realizados em três pH diferentes para cada metal. A
escolha do pH, está relacionada ao pH natural das amostras de água coletada nos
rios Sorocabinha e Itapanhaú. Para os experimentos com Cd(II), realizados em pH
6,0; 7,0 e 8,0. Os valores de pH foram ajustados utilizando o tampão MOPs
(ácido 3-N-morfolinopropanosulfônico). Nos experimentos realizados com o Pb(II)
em pH 5,0; 5,5 e 6,5 o ajuste do pH foi realizando usando o tampão MES (ácido 2-
N- morfolinoetanosulfônico). Além dos tampões soluções de NaOH (0,1 mol L-1) e
HCl (0,1 mol L-1) também foram utilizadas para o ajuste do pH quando necessário.
73
Feito o ajuste do pH, foram realizadas medidas de AGNES para cada adição
de metal Cd (5,0x10-8, 1,0x10-7, 1,5x10-7, 2,0x10-7, 3,0x10-7, 6,0x10-7, 1,0x10-6,
2,0x10-6, 3,0x10-6 e 5,0x10-6 mol L-1) e Pb (1,0x10-7, 1,5x10-7, 2,0x10-7, 3,0x10-7,
4,5x10-7, 6,0x10-7, 1,0x10-6, 1,5x10-6, 2,0x10-6, 3,0x10-6 e 4,0x10-6 mol L-1). Os
parâmetros eletroquímicos estão apresentados na Tabela 5.
Tabela 4- Informações sobre a concentração dos ligantes utilizados nos experimentos de e AGNES em função do pH.
Metais Concentração dos Ligantes (mg L-1)
Cd2+
pH
6,0
7,0
8,0
17,0 ± 0,5
Pb2+
4,5 ± 0,7 pH
5,0
5,5
6,5
Tabela 5- Parâmetros eletroquímicos utilizados nos experimentos para Cd(II) e Pb(II).
Parâmetros Eletroquímicos Cd2+ Pb2+
Potencial de deposição Ed -0,72 -0,615
Tempo de deposição (s) duas etapas
45/90 45/90
Corrente (A) 2,0 x10-6 2,0 x10-6
Tempo de medida (s) 20,0 20,0
Agitação (rpm) 1000 1000
4.7. Descarte de resíduos
O tratamento, segregação e destinação dos resíduos gerados nesse trabalho
obedeceram ao estabelecido nas diretrizes básicas para o gerenciamento de
resíduos na UNESP, que está disponível em
http://www.unesp.br/prad/imagens/manual-residuos.pdf.
74
5. RESULTADOS E DISCUSSÃO
5.1. Caracterização das amostras de águas “in natura” dos rios Sorocabinha e
Itapanhaú
Os resultados dos parâmetros utilizados para avaliação da qualidade da
água e os dados do COD e absorbância em 254 e 436 nm (Tabela 6) permitiram
um maior entendimento das principais diferenças das águas dos rios Sorocabinha
(RS) e Itapanhaú (RI), coletadas em março/2014 (coleta 1), período de ocorrências
de chuva em ambos os ambientes, denominado período chuvoso, e em
novembro/2014 (coleta 2) que abrangeu um período excepcionalmente muito seco.
Tabela 6- Resultados dos parâmetros físico-químicos das amostras coletadas no rio Itapanhaú e Sorocabinha em dois períodos de amostragem no ano de 2014.
Rio Sorocabinha Rio Itapanhaú
Parâmetros Coleta 1 Coleta 2
Chuvoso Seco Chuvoso Seco
pH 5,3 ± 0,1 6,7 ± 0,03 6,1 ± 0,04 6,3 ± 0,03
Condutividade µS cm-1 124,0 ± 0,1 1043,0 ± 0,8 109,0 ± 0,2 189,0 ± 0,2
Nitrogênio Total
mg N L-1 3,3 ± 0,1 0,6 ± 0,2 1,0 ± 0,22 0,9 ± 0,1
Fósforo Total mg P L-1 0,3 ± 0,1 0,8 ± 0,1 0,2 ± 0,03 0,5 ± 0,1
Cloreto mg Cl-1 L-1 13,3 ± 0,5 30,3 ± 0,5 11,8 ± 0,39 12,8 ± 0,3
Turbidez NTU 2,7 ± 0,2 6,0 ± 0,1 5,9 ± 0,2 3,7 ± 0,1
OD mg O L-1 3,2 ± 0,2 1,4 ± 0,03 2,7 ± 0,17 1,8 ± 0,1
DBO5 mg L-1 2,0 ± 0,1 1,1 ± 0,1 0,2 ± 0,05 1,2 ± 0,1
Cor u.C 500,0 ± 0,1 280,3 ± 0,1 246,8 ± 0,19 270,8 ± 0,1
COD mg L-1 52,5 ± 0,5 18,9 ± 0,1 16,2 ± 0,12 16,0 ± 0,1
λ 254 nm 1,0 0,8 0,8 0,8
λ 436 nm 0,06 0,1 0,1 0,07
A254/A436 15,6 11,9 11,7 11,3
75
Os rios apresentaram valores de pH semelhantes que variaram de 5,3 a 6,6
no rio Sorocabinha e de 6,1 a 6,3 no rio Itapanhaú, o valor mais ácido encontrado
no RS pode está associado a uma maior concentração de COD encontrado na
coleta1. A condutividade elevada (>100 μS cm-1) em ambos os rios permite inferir
que esses ambientes apresentam muitos íons dissolvidos na água, o que pode ser
comprovado com os resultados de metais (Tabela 6). O valor atípico
(1043,0 μS cm-1) encontrado no RS além da presença de metais pode está
associado à presença de sais oriundos da água do mar (GOVEIA; ROCHA, 2011),
inclusive nesse período a concentração do íon Cl- dobrou chegando a 30,3 mg L-1.
A presença de nitrogênio total (NT) e fósforo total (PT) pode estar associada
tanto às fontes naturais (origem alóctone, dissolução dos solos e decomposição da
matéria orgânica) quanto antropogênicas (do uso de fertilizantes, despejos
domésticos e industriais) e podem ser transportados para os rios em razão da
drenagem das águas em áreas agrícolas e urbanas. Os maiores valores
(3,3 mg L-1 para o RS e 1,3 mg L-1 para o RI) das concentrações de NT foram
encontrados no período chuvoso, sugerindo que as chuvas, são responsáveis pelo
aporte de NT de origem difusa (urbana e/ou agrícola) nesses ambientes,
entretanto, todos os valores de NT estão de acordo com o especificado pelo
CONAMA 357, até 3,7 mg L-1. Já os de fósforo apresentam-se acima dos valores
máximos permitidos pelo CONAMA, que estabelece o limiar de 0,05 mg L-1.
Observa-se também pela Tabela 6 que os rios possuem elevada
concentração de COD. Os valores encontrados para o RS foram bem diferentes em
relação aos dois períodos estudados, uma vez que no período chuvoso (coleta1)
esse rio exibiu um valor de COD de 52,5 mg L-1. Já os valores de COD do RI
permaneceram praticamente constantes, porém levemente maior também na
coleta 1. Os maiores valores encontrados nessa coleta podem está relacionado à
contribuição da lixiviação dos solos e plantas para os rios através das chuvas, e no
RS, pode ser um pode ser um indicativo da contribuição de fontes antropogênicas
(lançamentos de esgotos urbanos, por exemplo) para o acréscimo do valor de COD
nesse período.
A Tabela 7 mostra uma comparação dos resultados de COD dos rios
Sorocabinha e Itapanhaú encontrados neste trabalho com outros rios brasileiros e
de outros países. Estas diferenças na quantidade de carbono em diversos
ambientes dependem das condições locais, como por exemplo, contribuição
76
antropogênica, sazonalidade, vegetação, degradação microbiana, clima e
diferenças na geomorfologia (JAFFÉ et al., 2004; GOVEIA et al., 2011; YLÖSTALO
et al., 2016).
Tabela 7- Comparação das médias de carbono orgânico dissolvido encontradas neste trabalho com outros rios nacionais e internacionais.
Rio Média COD
(mg L-1) Referência
Rios no Brasil
Rio Piauí (Sergipe) 6,0 Costa et al., 2011
Rio Niquim (Alagoas) 6,0 Botero et al., 2014
Rio Negro (Amazonas) 12,0 Júnior et al., 2001
Rio Ribeira de Iguape (São Paulo) 37,0 Goveia et al., 2011
Rios de outros países
Rio Howjin (Taiwan) 8,3 Shiua; Leea, 2017
Rio Sagami (Japão) 1,1 Kikuchi et al., 2017
Rio Xiaoqing (China) 19,3 Jiang et al., 2017
Yeongsan River (Gwangju, Korea) 4,9 Chon et al., 2017
Este trabalho
Rio Sorocabinha 35,7
Rio Itapanhaú 16,0
O parâmetro COD representa uma medida quantitativa da matéria orgânica
total dissolvida na água. Ambientes com altas concentrações de carbono
geralmente ocasionam baixos valores (1,4 a 3,2 mg L-1) de oxigênio dissolvido
(OD), como os encontrados neste trabalho (Tabela 6) nos períodos estudados,
como possível consequência do aumento da atividade microbiana durante o
processo de degradação da matéria orgânica.
Outra característica peculiar desses ambientes é a coloração amarela, a
qual pode está associada à presença das substâncias húmicas. As medidas de UV-
Vis têm sido utilizados como método semi-quantitativo para caracterizar a matéria
orgânica presente em águas naturais. A absorbância em 254 nm, por exemplo, é
típico de substâncias ricas em grupos aromáticos, tipo substâncias húmicas. E a
77
razão ⁄ é um indicador da sua origem (JAFFÉ et al., 2004; MONTEIRO
et al., 2016).
Os valores dessa razão encontrados para o RS no período chuvoso foi de
15,6 e 11,9, respectivamente, no período seco. E 11,7 e 11,3 para o RI nos
períodos chuvoso e seco, respectivamente (Tabela 6). Os resultados similares das
amostras sugerem que a origem da MOD é possivelmente de fontes semelhantes.
Os valores no intervalo de 4,4 e 11,3 medidos nas águas da Bacia do rio
Orinoco por Battin (1998) foram associados à matéria orgânica que possuem maior
predominância de carbonos aromáticos, típicos de substâncias como tanino e/ou
húmicas provenientes da degradação das plantas e solos, ou seja, alóctone
(JAFFÉ et al., 2004). Logo, pode-se inferir que a fonte da MOD dos ambos os rios
estudados é semelhante e predominantemente alóctone, porém no período
chuvoso, além da degradação das plantas e solos, fontes antropogênicas (esgotos
urbanos e/ou agrícolas) podem ter contribuído para o acréscimo dos valores de
COD e da razão ⁄ encontrados para o rio Sorocabinha, nesse período.
5.2. Influência da matéria orgânica natural na especiação dos metais
originalmente presentes nas águas dos rios Sorocabinha e Itapanhaú
Os resultados das concentrações de metal total (MT), metal dissolvido (MD),
metal particulado (MP), “metal livre” (M) e metal complexado (ML) encontrados nos
rios Sorocabinha e Itapanhaú após detecção por ICP OES estão exibidos nas
Tabelas 8 e 9, respectivamente. O fluxograma apresentado na Figura 14 exibe a
definição operacional das frações dos metais adotadas neste trabalho.
78
Fonte: Autoria própria.
Figura 14- Definição operacional das frações do metal total, dissolvido e livre.
Inicialmente foi aplicada aos dados pré-processados usando
autoescalamento, a análise de agrupamento hierárquico, do inglês Hierarchical
Cluster Analysis (HCA), que permite a visualização de dados multidimensionais em
duas ou três dimensões e, ainda, a determinação de grupos de elementos (ou de
amostras) com comportamentos semelhantes (HORTELLANI et al., 2008). Foi
construída uma matriz (14x6) de dados usando as concentrações dos Al, Cu, Co,
Cr, Fe, Mn e Zn determinados nas amostras de água coletadas nos meses de
março e novembro/2014 como linhas, e as concentrações de metal total (MT),
metal dissolvido (MD) e metal livre (M) para os Rios Sorocabinha (RS) e Itapanhaú
(RI) como colunas.
Para o cálculo das distâncias interpontos foi usada à medida Euclidiana e
para ligação (a geração dos grupos) foi aplicado o método Ward’s. O gráfico
resultante que ilustra os agrupamentos formados é chamado de dendograma
(HORTELLANI et al., 2008).
A Figura 15 mostra o dendograma obtido entre as variáveis das
concentrações do MT, MD e M. Pode-se observar a formação de dois grupos com
dissimilaridade de 45% entre as concentrações dos íons metálicos dos dois rios.
No entanto, percebe-se que há um agrupamento entre as formas de metal
79
dissolvido e livre em ambos ambientes. Para o metal total verificou-se uma
associação entre as similaridades de 90% entre o grupo formado pelas descrições
MT-RS, MD-RS e MD-RI e 55% entre M-RS, M-RI e MT-RS, talvez relacionadas à
maior variância nas concentrações dos metais entre os meses de março e
novembro/2014.
Figura 15- Dendograma: cálculo da distância Euclidiana e método de ligação Ward’s para
as variáveis: metal total, metal dissolvido e metal livre em águas coletadas dos rios
Sorocabinha e Itapanhaú, Estado de São Paulo.
A Figura 16 ilustra o dendograma entre os metais e as duas campanhas.
Pode-se verificar uma similaridade para todos os metais em ambas as ocasiões de
amostragem. Porém, na distância escalonada em 66%, pode estabelecer uma
similaridade entre os três grupos dos metais. O primeiro, formado pelos metais Fe
e Al, que são elementos provenientes principalmente do intemperismo dos rios,
apresentaram em geral as maiores concentrações de MT (Tabelas 8 e 9) durante
todo o período em estudo para ambos os rios, inclusive acima dos valores máximos
(100,0 e 300,0 µg L-1, respectivamente) permitidos pela resolução nº 357/2005 do
CONAMA para águas doces de Classe 2.
80
A predominância do manganês no segundo grupo, com aproximadamente
65% de dissimilaridade, difere dos demais grupos possivelmente devido ao Mn está
predominantemente presente nesses rios em sua forma livre e/ou hidratada ou
ainda complexado a compostos inorgânicos com tamanho <1kDa. Por fim, o grupo
3, formado pelos elementos Co, Cu, Cr e Zn, representam os microelementos pois
estes apresentaram concentrações a nível de traços (µg L-1) em relação ao máximo
estabelecido pela Resolução nº 357/2005 do CONAMA para águas doces de
Classe 2 (ver tabelas 8 e 9), apresentou-se em dois subgrupos, relacionando-se Cr,
Co e Cu com concentrações obtidas como uma ordem de grandeza menor do que
o Zn, provavelmente pelo o último ser um dos elementos mais utilizado em
materiais do nosso dia a dia.
Os íons metálicos Cd(II) e Pb(II) estiveram ausentes nas tanto nas amostras
de água do rio Sorocabinha quanto no Itapanhaú nos dois períodos estudados.
Figura 16- Dendograma: cálculo da distância Euclidiana e método de ligação Ward’s para
as amostras de água em relação aos meses de março (período chuvoso) e novembro
(período seco) de 2014 coletadas nos rios Sorocabinha e Itapanhaú, Estado de São Paulo.
81
Tabela 8- Resultados de MT, MD, MP, ML, MC, determinados nas águas do rio Sorocabinha coletadas na coleta 1 (março/2014) e coleta 2 (novembro/2014).
x = metal ausente na fração.
< = os valores após os símbolos correspondem aos valores do LD obtidos por ICP OES exibidos na Tabela 3 (seção 4.2.4).
Metais Rio Sorocabinha (março/2014)
Rio Sorocabinha (novembro/2014)
Valor
Máximo
CONAMA 357
MT MP MD M ML MT MP MD M ML µg L
-1
µg L-1 µg L-1
Al
1015,3 ± 23,1 332,2 ± 14,4 683,1 ± 9,0 136,4 ± 0,001 546,6 75,9 ± 20,7 35,9± 6,0 40,0 ± 3,1 27,9 ± 0,7 12,1 100,0
Co
0,5 ± 0,10 0,09 ± 0,02 0,42 ± 0,1 <0,3 0,4 <1,1 x <1,5 <0,3 x 50,0
Cr
0,8 ± 0,22 0,34 ± 0,1 0,45 ± 0,1 <0,2 0,4 0,8 ± 0,3 0,4 ± 0,2 0,3 ± 0,1 <0,2 0,3 50,0
Cu
0,9 ± 0,06 0,02 ± 0,001 0,9 ± 0,2 0,2 ± 0,02 0,7 5,9 ± 0,9 3,5 ± 0,8 2,4 ± 0,1 <0,2 2,38 20,0
Fe
1348,4 ± 18,1 131,2 ± 6,4 1217,2 ± 9,8 118,3 ± 0,02 1098,9 711,3 ± 18,1 369,7 ± 8,3 341,6 ± 9,8 137,3 ± 0,4 204,3 300,0
Mn
77,7 ± 1,5 5,1 ± 0,3 72,6 ± 0,7 59,6 ± 0,8 13,0 107,5 ± 0,9 5,5 ± 0,19 102,0 ± 0,7 99,3 ±0,2 2,7 100,0
Zn
18,2 ± 0,03 8,7 ± 0,6 9,5 ± 2,1 <2,6 9,5 15,1 ± 0,3 2,1 ± 0,3 13,0 ± 0,1 <2,6 13,0 180,0
82
Tabela 9- Resultados de MT, MD, MP, ML, MC, determinados nas águas do rio Itapanhaú coletadas no período chuvoso (março/2014) e no período seco (novembro/2014).
x = metal ausente na fração.
< = os valores após os símbolos correspondem aos valores do LD obtidos por ICP OES exibidos na Tabela 3 (seção 4.2.4).
Metais Rio Itapanhaú (março/2014)
Rio Itapanhaú (novembro/2014) Valores
Máximos
CONAMA
357
MT MP MD M ML MT MP MD M ML
µg L-1
µg L-1 µg L-1
Al
327,8 ± 13,1 144,5 ± 5,1 183,2 ± 8,1 40,1 ± 0,01 143,1 132,8 ± 8,3 0,2 ± 0,1 132,6 ± 1,6 11,1 ± 0,001 121,6 100,0
Co <1,1 x
<1,5 <0,3 x
<1,1 x <1,5 <0,3 x
50,0
Cr <0,7 x
<0,5 <0,2 x <0,7
x <0,5 <0,2 x
50,0
Cu 0,7 ± 0,1 0,2 ± 0,05 0,46 ± 0,1 <0,2 0,5 1,1 ± 0,1 1,1 ± 0,1 <0,9 <0,2 x
20,0
Fe 1012,1 ± 7,8 593,9 ± 3,0 418,2 ± 4,8 19,9 ± 0,1 398,3
1532,1 ± 7,8 787,2 ± 5,8 744,9 ± 13,6 24,7 ± 2,1 720,2 300,0
Mn 37,9 ± 0,03 9,1 ± 0,1 9,1 ± 0,1 <0,1 9,1 84,8 ± 0,03 13,8 ± 0,4 71,0 ± 0,7 55,0 ± 0,5 16,0 100,0
Zn 11,3 ± 4,1 3,9 ± 1,0 7,4 ± 2,0 <2,6 7,4
3,1 ± 0,09 1,6 ± 0,1 1,52 ± 0,2 <2,6 1,5 180,0
83
As Figuras 17 e 18 exibem a distribuição dos íons metálicos na fração
particulada, complexados aos compostos coloidais com tamanho molecular < 0,45
µm e >1kDa, como por exemplo as SHA presentes na matéria orgânica de origem
natural ou antropogênica (M-SHA), e ainda distribuídos na fração ultrafiltrada, onde
podem estar apresentar-se em suas formas livres (M) e/ou hidratadas ou ainda
formando complexos com compostos de tamanhos menores que 1kDa.
Analisando os gráficos de distribuição dos íons metálicos nas frações
particulado, complexado e livre é possível observar que há variação no
comportamento dos metais quantificados, tanto espacial quanto temporal. Essas
variações entre os rios estudados podem estar associadas à origem da matéria
orgânica dissolvida (MOD), a qual pode afetar tanto a natureza química
(quantidade de ligantes disponíveis) quanto a sua concentração (ZHANG et al.,
2013).
A Figura 17 mostra a distribuição dos íons metálicos quantificados no rio
Sorocabinha. É possível observar que no período chuvoso houve uma maior
tendência dos metais, Al (67%), Co (82%), Cr (56%), Cu (98%), Fe (90%), Mn
(93%) e Zn (51%) apresentaram-se na fração dissolvida (ML+ M) e com exceção
do Mn (77 % na fração livre - M), preferencialmente complexados aos ligantes de
elevada massa molecular, tipo substâncias húmicas aquáticas presente na MOD.
Além do Mn, apenas Al, Fe e Cu foram encontrados em sua forma livre ou
complexados a ligantes < 1kDa.
Comparando-se essa distribuição com a do período seco, o Al, Fe e Mn que
apresentaram um decréscimo na porcentagem do metal complexado e
consequentemente um aumento da porcentagem de suas espécies livres (13 - 37%
para o Al, 9 – 19% para o Fe e 77 – 99%) enquanto que os microelementos como
Co, Cr e Cu apresentaram uma maior afinidade com o material particulado. Esse
comportamento pode estar relacionado ao decréscimo do COD, variando de
52,5 mg L-1 no período chuvoso para 19,0 mg L-1 no período seco.
84
Em relação aos resultados exibidos na Figura 18, para o rio Itapanhaú, é
perceptível uma maior dissimilaridade na distribuição dos metais Al, Cu e Mn em
função da sazonalidade. No período chuvoso o Al apresentou cerca de 44%
complexado ao material particulado, enquanto no seco 100% foi encontrado na
fração dissolvida, porém aproximadamente 91% complexado. Já o Cu apresentou-
se ligado, preferencialmente ao material particulado no período seco. O Mn metal
mais biodisponível no período seco foi encontrado predominantemente livre. Esses
resultados sugerem que o material particulado lixiviado para os rios pela chuva ou
ainda a ressuspensão desses metais para a solução apresentam maior influência
na sua especiação. Não foi observada uma relação entre esse comportamento e a
concentração do COD, pois os dois períodos apresentaram concentrações
similares, 16,2 mg L-1 no período chuvoso e 15,9 mg L-1 no período seco.
Íons metálicos encontrados no rio Sorocabinha Íons metálicos encontrados no rio Sorocabinha
Período chuvoso Período seco
Figura 17- Distribuição dos íons metálicos nas frações livres, complexada e particulada
encontrados no rio Sorocabinha no período chuvoso e seco.
85
Figura 18- Distribuição dos íons metálicos nas frações livre, complexada e particulada
encontrados no rio Itapanhaú no período chuvoso e seco.
Os resultados deste trabalho assemelham-se aos encontrados por Zhang e
colaboradores (2013), e implicam em sugerir que compostos com tamanho entre
(1kDa<ML<0,45 µm) que formam a fração de metais complexados ou chamada de
fração coloidal por aqueles autores, desempenham um papel importante no
transporte de muitos metais em águas doces. Por exemplo, essa fração coloidal
tem influenciado na especiação do Fe e Al, através da formação de Fe-hidróxidos,
argilas ou complexos com compostos orgânicos. Já em relação ao Mn, tantos os
resultados encontrados por Zhang e colaboradores quanto neste trabalho, sugerem
que os colóides orgânicos ou inorgânicos, ou seja, os compostos de alta massa
molecular, não exercem um controle significativo sobre o transporte de Mn nas
águas doces, uma vez que o Mn apresenta-se preferencialmente na sua forma
livre, por exemplo, Mn(II), forma frequentemente encontrada nesses ambientes.
Por fim, é importante ressaltar que a toxicidade da maioria dos metais está
associada à sua forma livre, ou seja, os íons metálicos livres são mais tóxicos que
os complexados. Dessa forma, quanto mais fortemente ligado a matéria orgânica
ou ao material particulado, menos biodisponível e menor é a toxicidade do íon
metalálico frente aos organismos aquáticos (ELBISHLAWI; JAFFE, 2015).
Íons metálicos encontrados no rio Itapanhaú Íons metálicos encontrados no rio Itapanhaú
Período chuvoso Período seco
86
Neste trabalho foram encontrados os íons Al, Fe, Mn e Cu em sua forma
livre, o que reforça a importância do monitoramento dessas espécies nas águas
dos rios Sorocabinha e Itapanhaú. Apesar das concentrações encontradas, serem
relativamente baixas, estes elementos não se degrada no ambiente e quando
incorporados por microrganismos podem acumular e alcançar níveis mais altos da
cadeia trófica e exercer sua toxicidade.
5.3. Caracterização das substâncias húmicas aquáticas e suas frações
Os resultados obtidos através da análise elementar (livre de cinzas) por meio
das razões atômicas H/C, C/N e O/C (Tabela 10) e da integração dos espectros de
RMN 13C (Tabela 11 e Figura 19) permitiram uma avaliação geral da composição
estrutural (tipo de carbono), bem como a estimativa do grau de aromaticidade e
humificação das substâncias húmicas extraídas dos rios Sorocabinha e Itapanhaú.
A razão H/C está relacionada com o grau de aromaticidade das SHA, logo,
valores elevados dessa razão indicam maior número de carbonos alifáticos que
insaturados. Em relação à razão O/C, acredita-se que esta é um indicador do teor
de hidratos de carbono (carboidratos) e ácidos carboxílicos de substâncias
húmicas. Já a relação C/N é um indicador das fontes de substâncias húmicas em
sistemas naturais (ROSA, 2004; ROMÃO et al., 2005).
A Figura 19 ilustra os perfis dos espectros de RMN obtidos. Os espectros
apresentam características semelhantes, com regiões/picos bem definidos nas
regiões 1, 2, 3 e 5. A região 1 (0–65 ppm) é referente aos deslocamentos de
carbonos alifáticos, por exemplo, alcanos; a região 2 (65–110 ppm) corresponde
aos grupamentos de carbonos alifáticos substituídos por oxigênio (C-O hidroxilas,
éteres). Na região 3 (110–150 ppm) e na 4 (150–160 ppm) são observados
deslocamentos de carbonos aromáticos e aromáticos ligados a oxigênio (fenólicos
e carboxilas), respectivamente. Já as regiões 5 e 6 entre 160-190 e 190-220 ppm
são referentes ao deslocamentos de grupamentos carboxílicos e carbonílicos (C=O
de cetonas, ésteres e amidas), respectivamente (ROMÃO et al., 2007; ROCHA;
ROSA, 2003).
87
Tabela 10- Resultados da composição elementar livre de cinzas das SHA e AF extraídos das amostras de água coletadas nos rios Itapanhaú (SHA RI) e (AF RI) e Sorocabinha (SHA RS) e (AF RS) nos dois períodos estudados.
Tabela 11- Valores de porcentagens relativas de diferentes grupos de carbono presentes nas amostras de SHA e ácidos fúlvicos extraídos dos rios Itapanhaú (SHA RI) e (AF RI) e Sorocabinha (SHA RS) e (AF RS) em março/2014 em novembro/2014.
Deslocamentos químico (ppm)/ Atribuições (%)
Amostras
0-65 R1
65-110 R2
110-150 R3
150-160 R4
160-190 R5
190-220 R6
C-alifáticos
C-O Hidroxila
C-aromático
C-aromático-O
C-O Carboxílicos
C-O Cetonas
SHA RS-01 45,65 24,64 13,04 1,45 13,04 2,17
SHA RS-02 43,69 20,39 20,39 2,91 9,71 2,91
SHA RI-01 58,06 18,71 12,26 0,65 9,68 0,65
SHA RI-02 46,60 21,36 17,48 2,91 9,71 1,94
AF RS-01 39,18 19,59 22,68 4,12 11,34 3,09
AF RS-02 44,09 16,13 20,43 3,23 11,83 4,30
AF RI-02 40,63 16,67 21,88 3,13 13,54 4,17
Parâmetros
Coleta 1 (período seco - março/2014)
SHA RS - 01 AF RS - 01 SHA RI - 01 AF RI - 01
C (%) 45,69 40,11 35,13 30,30 H (%) 6,53 5,12 6,0 4,10 N (%) 1,30 1,02 1,10 0,70 O (%) 46,5 53,7 57,85 64,9
Razão C/H 0,58 0,65 0,49 0,62 Razão C/O 1,31 1,00 0,81 0,62 Razão C/N 41,10 51,88 38,31 47,32
Coleta 2 (período chuvoso – novembro/2014)
SHA RS - 02 AF RS - 02 SHA RI - 02 AF RI - 02
C (%) 33,95 46,63 35,02 48,1 H (%) 4,68 4,46 5,7 4,7 N (%) 1,00 1,09 1,0 1,1 O (%) 60,4 47,8 58,31 46,1
Razão C/H 0,60 0,87 0,51 0,85 Razão C/O 0,75 1,30 0,80 1,39 Razão C/N 39,49 49,86 40,90 51,60
88
Figura 19- Espectros de RMN para as amostras de SHA e AF dos rios Itapanhaú e
Sorocabinha nos períodos estudados.
De maneira geral, há uma maior predominância de estruturas alifáticas,
grupos na composição de todas as amostras, pelo fato de apresentarem maiores
percentuais e grupamentos majoritários situados nas regiões 1 e 2 do espectro
RMN de 13C. E a variação da composição dos demais grupos de carbono ocorreu
em função da sazonalidade e do procedimento de extração das amostras.
Comparando a fração do ácido fúlvico (AF) com o seu respectivo extrato de
SHA observou-se que as amostras dos AF obtidos nos dois períodos apresentam
uma estrutura “levemente” mais aromática devido ao acréscimo das porcentagens
de deslocamentos (Tabela 11) mais pronunciados nas regiões associadas aos
carbonos aromáticos, R3 e R4 do espectro e por apresentar maiores valores da
razão C/H (Tabela 10). Estes resultados sugerem que para comparações com
outros trabalhos deve ser levado em consideração os processos de obtenção, uma
vez que a depender deste, as substâncias húmicas, podem apresentar
composições e estruturas diferentes e consequentemente suas interações com
89
espécies metálicas e/ou outros poluentes, podem ser diferentes. Neste trabalho
optamos em usar os ácidos fúlvicos purificados.
Em função da origem (local de coleta), tanto as amostras SHA quanto as de
AF extraídas do RS-01 apresentaram maiores valores das razões C/H (indicativo
de aromaticidade), C/O (um indicador do teor de hidratos de carbono (carboidratos)
e ácidos carboxílicos presentes nas substâncias húmicas) e C/N (relacionada às
fontes e degradação de SHA) em detrimento das amostras SHA e AF do RI-01
(STEVENSON, 1994; LU et al., 2000; GIOVANELA et al., 2010; GOVEIA et al.,
2011). Estes resultados são indicadores de que as amostras (SHA e AF RS-01)
são constituídas com maiores teor de cadeias carbônicas insaturadas e aromáticas
(CH2=CH2) e apresentam um maior grau de humificação, devido à diminuição da
acidez e teores de carboidratos e aminoácidos/proteínas (GIOVANELA et al., 2010;
GOVEIA et al., 2011). Já as amostras provenientes da coleta 2 são mais similares.
Os dados de RMN corroboram com essa interpretação.
Em relação à influência da sazonalidade, as amostras (SHA RI-02 e SHA
RS-02) são levemente mais aromáticas e ricas em compostos carbonílicos do que
as amostras coletadas no período chuvoso (SHA RI-01; SHA RS-01), chegou-se a
essa conclusão devido ao aumento nos teores dos carbonos aromáticos e
carbonílicos R3, R4 e R6, respectivamente, em detrimento dos demais carbonos
encontrados nas regiões, R1, R2 e R5 do espectro. Já as amostras AF RI-01 e 02 e
AF RS-01 e 02, apresentaram composições semelhantes nos períodos estudados.
Outra observação à respeito desses resultados é em relação à razão C/N a
qual pode ser um indicador das fontes e grau de decomposição das substâncias
húmicas em ambientes naturais. Sendo assim, as amostras dos RS e RI
apresentaram similaridade, pois ambas, apresentaram elevados valores (>20)
dessa razão e segundo Giovanela e colaboradores (2010), esses valores sugerem
que a vegetação local (plantas terrestres) é responsável pelo processo de
decomposição da matéria orgânica, essas substâncias podem apresentar
predominância de material original - lignocelulósico em detrimento de material
proteico.
Essas diferenças na distribuição e quantidade de grupos funcionais
presentes nas amostras estudadas podem estar relacionadas ao processo de
decomposição da matéria orgânica natural/original, o qual tende a levar a
transformações que dependem do tipo de substrato original, presença e
90
características de micro-organismo, além de outros fatores ambientais tais como:
intensidade de radiação solar, temperatura, oxigênio, pH etc (OLIVEIRA et al.,
2007; ROCHA et al., 2003).
A análise de variância (ANOVA) de fator único foi aplicada ao conjunto dos
dados obtidos através dos espectros de RMN 13C apresentados na Tabela 11, a fim
de verificar se no intervalo de 95 % de confiança, as amostras, apresentariam
diferença significativa, entre elas, tanto em relação ao processo de extração do
material, quanto em relação à variação sazonal. Os resultados da ANOVA
revelaram que apesar das amostras apresentarem algumas variações em suas
composições estruturais, não há diferença significativa entre elas, uma vez que os
resultados de Fcalculado (0,022 – 0,90) foram sempre menores que o
Ftabelado/crítico (~4,96), além disso, os valores de p encontrados (p>0,05)
também indicam que não há diferença significativa entre o conjunto de dados.
5.4. Fracionamento molecular das substâncias húmicas aquáticas e suas
frações
Na caracterização da MON e do extrato das SHA e suas frações (AF e AH) é
muito importante conhecer a distribuição de tamanhos moleculares, tanto para
perceber se após os processos de extração e purificação, as frações resultantes
ainda são representantes da composição original da amostra in natura, ou se esses
procedimentos ocasionariam comportamentos diferentes de distribuições de COD,
quanto para investigar se os íons metálicos originalmente presentes, têm
interações preferenciais com alguma das frações.
As Figuras 20, 21, 22 e 23 e a Tabela 12 exibem a distribuição das frações
com diferentes tamanhos moleculares em função das respectivas porcentagens de
carbono nas amostras extraídas (SHA, AH e AF) dos rios estudados. Para as
amostras das SHA e AF e in natura foram obtidas seis frações, e para os AH
apenas 5, assim descritas: F1 >100 kDa;30 <F2< 100 kDa; 10 < F3 <30 kDa; 3< F4 <
10 kDa; 1 < F5 < 3 kDa (para SHA e AF) ou F5 <3 (para AH) e F6 <1 kDa.
91
Tabela 12- Resultados das distribuições do COD (%massa) das amostras extraídas dos rios Itapanhaú (SHA, AF, AH RI) e Sorocabinha (SHA, AF, AH RI) em março (01) e novembro (02) /2014.
Os primeiros resultados exibidos correspondem à comparação do
fracionamento das amostras em função do processo de extração da amostra.
Observando as distribuições do COD para as amostras provenientes do rio
Itapanhaú (Figura 20) nota-se que a amostra in natura é especialmente rica em
COD entre 10 e 1 kDa com 78% do total em duas frações (F4 a 28% e F5 a 50%).
Em seguida observa-se que o extrato (SHA) é semelhante ao AF, quando
comparados à amostra in natura, pois ambos apresentam-se mais distribuídos nas
frações maiores (F1, F2 e F3), são semelhantes nas frações (F4 e F5) e bem
menores nas inferiores a 1kDa (F6). Esse comportamento indica que nesse caso,
os AF são majoritários no extrato do rio Itapanhaú, uma vez que a amostra SHA é a
soma do AF e AH. Por outro lado, o AH aparece predominantemente nas frações
maiores F1 com 50%, F2 com 17% e F3 com 21% e 11% nas menores (F4 e F5),
estando ausente da F6, como era esperado.
Amostras Amostra
Distribuição
COD (% massa)
Distribuição COD (% massa)
SHA RS - 01 F3>F5>F2>F1>F4>F6 SHA RS - 02 F4>F5>F3>F1>F6>F2
AF RS - 01 F4>F5>F3>F1>F6=F2 AF RS - 02 F5>F4>F3>F6>F1>F2
SHA RI - 01 F3>F4>F1=F5>F2>F6 SHA RI - 02 F5>F4>F3>F2>F1>F6
AF RI - 01 F3>F4>F1>F5>F2>F1 AF RI - 02 F5>F4>F3>F1>F2=F6
AH RS-02 F1>F4>F3>F2>F5
AH RI-02 F1>F3>F2>F4>F5
92
Figura 20- Distribuição de COD nas seis frações obtidas após fracionamento molecular
das amostras parcialmente purificadas SHA, AH e AF purificados das amostras do rio
Itapanhaú na coleta 2 comparando-as com a amostra in natura (novembro/2014).
A Figura 21 exibe a distribuição do COD para as amostras do rio
Sorocabinha. O COD da amostra in natura do rio Sorocabinha (Figura 21),
apresentou-se mais distribuído do que o do rio Itapanhaú, com 85% do material
entre 30 e 1kDa (F3 = 30%, F4 = 22% e F5 = 33%). Comparando a distribuição das
SHA, AF e AH extraídos com os resultados da amostra in natura, foi observado que
o extrato de SHA apresenta uma maior predominância da F4 (compostos entre 3 e
10kDa), em detrimento da amostra in natura, cuja predominância, é da F3 e F5, em
relação as demais frações, F1, F2 e F6, apresentaram distribuição semelhantes.
Os AF seguem majoritariamente o SHA salvo que são maiores na F5 e menores na
F4 onde se aproximam bastante da amostra in natura. Em relação aos AH
Relativamente aos AH a fração majoritária continua a ser a F1 com 50% como no
Itapanhaú, mas curiosamente o resto do material (41%) aparece na F4.
0
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F1 F2 F3 F4 F5 F6
F>100 30<F<100 10<F<30 3<F<10 1<F<3 F<1
Dis
trib
uiç
ão
do
CO
D (
%m
as
sa
)
Frações
SHA_C2 AH_C2 AF_C2 In natura_C2
Rio Itapanhaú
93
Figura 21- Distribuição de COD nas seis frações obtidas após fracionamento molecular
das amostras parcialmente purificadas SHA, AH e AF purificados das amostras do rio
Sorocabinha na coleta 2 comparando-as com a amostra in natura (novembro/2014).
A Figura 22 exibe uma completa comparação entre as três amostras (SHA,
AF e AH) extraídas dos dois rios estudados. Observando as distribuições do
carbono nas diferentes frações para o extrato (SHA) e ácidos fúlvicos (AF) nota-se
que há uma distribuição similar, mesmo estas amostras sendo provenientes de rios
diferentes.
As amostras de SHA extraídas do RS apresenta maior predominância de
compostos de maiores tamanhos, F4 em detrimento das do RI que tem maior
porcentagem dos compostos menores F5. Em relação aos AF a maior composição
é dos grupos de menores tamanhos (F5) e para o RS há ainda uma porcentagem
maior de compostos (<1kDa). Os ácidos húmicos presentes nesses rios tem uma
maior abundância dos compostos de alta massa molecular (F>100 kDa), como
previsto pela literatura, isso pode ocorrer devido a facilidade desses compostos em
formar agregados. O que difere essas amostras é que os AH do RS também
apresentam uma quantidade expressiva de compostos entre 3 e 10 kDa.
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F1 F2 F3 F4 F5 F6
F>100 30<F<100 10<F<30 3<F<10 1<F<3 F<1
Dis
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uiç
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do
CO
D (
%m
as
sa
)
Frações
SHA_C2 AH_C2 AF_C2 In natura_C2
Rio Sorocabinha
94
Figura 22- Comparação da distribuição de COD nas seis frações obtidas após
fracionamento molecular das amostras parcialmente purificadas SHA, AH e AF purificados
das amostras do rio Sorocabinha e Itapanhaú (novembro/2014).
Em relação à sazonalidade, Figura 23, as amostras do RI seguem o mesmo
comportamento nos dois períodos, pois, observou-se uma maior predominância
dos compostos de tamanho (1<F5<3 kDa) no período seco. Já as amostras do RS
apresentaram comportamentos diferentes, as SHA RS-02 apresentaram um
acréscimo na fração F4 em relação à SHA RS-01, enquanto as AF RS-02
apresentaram acréscimo na fração F5. Estes resultados sugerem que as amostras
que apresentaram maior porcentagem nas frações menores estejam em estágios
mais avançados de decomposição, corroborando com o observado pelos
resultados de RMN.
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F1 F2 F3 F4 F5 F6
F>100 30<F<100 10<F<30 3<F<10 1<F<3 F<1
Dis
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do
CO
D (
%m
assa)
Frações
Coleta 2
SHA-RS SHA RI AH-RS AH RI AF-RS AF RI
95
A Figura 24 ilustra a distribuição dos íons metálicos presentes originalmente
nas frações de AH e AF extraídos dos rios Sorocabinha e Itapanhaú no período
seco (coleta 2). De maneira geral, os resultados evidenciam as diferença das
afinidades dos metais (Cu, Zn, Fe e Al) em função do material extraído e suas
origens.
No ácido fúlvico obtido de ambos os rios, Figura 24a e 24c, nota-se que a
distribuição dos íons metálicos presentes nos AF apresentou o mesmo padrão de
distribuição do COD e estiveram preferencialmente distribuídos nas frações de
menor tamanho (F4 e F5), frações que apresentaram as maiores porcentagens do
COD. Isso pode ser um indicativo que nesse caso a concentração do COD governa
a distribuição desses metais nas amostras do AF. Esse padrão não foi observado
para a distribuição no AH, no qual estiveram mais distribuídos nas frações (F1 e
F3), apesar da F3 apresentar uma pequena porcentagem do COD, indicando que
nesse caso, outros grupos químicos tenham contribuam para a complexação
desses íons nessa fração.
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F1 F2 F3 F4 F5 F6
F>100 30<F<10010<F<30 3<F<10 1<F<3 F<1
Dis
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do
CO
D (
%m
assa)
Frações
SHA RI1-01 SHA RI-02 AF RI-01 AF RI-02
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F1 F2 F3 F4 F5 F6
F>100 30<F<10010<F<30 3<F<10 1<F<3 F<1
Frações
SHA RS-01 SHA RS-02 AF RS-01 AF RS-02
Figura 23- Distribuição de COD nas seis frações obtidas após fracionamento molecular das
amostras parcialmente purificadas SHA, AH e AF purificados das amostras do rio Itapanhaú
(a) e Sorocabinha (b) da coleta 2 (novembro/2014).
96
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F1 F2 F3 F4 F5
Frações do COD
(b) AH RI - 02
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F1 F2 F3 F4 F5 F6
Va
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m %
Frações do COD
(a) AF RI - 02
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30
40
50
F1 F2 F3 F4 F5 F6
Va
lore
s d
e D
istr
ibu
içã
o e
m %
Frações do COD
(c) AF RI - 02
0
10
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30
40
50
60
70
F1 F2 F3 F4 F5
Frações do COD
(d) AH RS - 02
Figura 24- Distribuição dos metais Zn, Cu, Fe, Al presentes originalmente nas frações do
COD das amostras de AF e AH dos rios Sorocabinha (a e b) e Itapanhaú (c e d) extraídos da
coleta 2.
97
5.5. Desenvolvimento da metodologia eletroanalítica utilizando as técnicas
SCP e AGNES para determinação de cádmio total e livre nas amostras de
água dos rios Itapanhaú e Sorocabinha, que possibilite uma futura aplicação
on-site
A metodologia proposta e desenvolvida neste trabalho com ensaios em
laboratório oferece uma nova perspectiva para especiação de metais traço em
águas naturais, no que diz respeito às futuras análises on-site. Como já descrito
anteriormente, a análise de especiação de metal traço não é uma tarefa simples
devido à complexidade das matrizes ambientais. Além disso, a coleta e tratamento
das amostras de águas naturais podem promover e/ou induzir às alterações na
distribuição das espécies antes das medidas em laboratório. Dessa forma, medidas
on-site são preferíveis, uma vez que elas evitam problemas devido à contaminação
durante a amostragem, adsorção de metal nas paredes do recipiente e a
instabilidade das espécies metálicas durante o transporte e armazenamento antes
das medidas (MONTEIRO et al., 2016).
Ao longo dos anos um grande esforço foi feito para conceber o design de
sensores químicos para medidas on-site e há uma vasta literatura sobre sensores
químicos para medidas aquáticas (BUFFLE et al., 2000), porém estes métodos se
concentram principalmente na determinação de metal total. E em termos de
portabilidade para sistemas de detecção on-site, os dispositivos eletroquímicos são
os mais vantajosos devido ao seu pequeno tamanho e baixa demanda de energia.
5.5.1. Determinação de cádmio total na amostra in natura por SCP
A determinação do Cd total foi realizada nas amostras in natura filtradas
(0,45 µm) e posteriormente acidificadas para obter a concentração total do metal
dissolvido (MONTEIRO et al., 2016).
Inicialmente, o sistema eletroanalítico foi calibrado para obter o valor da
constante de proporcionalidade; (Equação 13), utilizando três ou quatro adições
de metal medidas em triplicata. Dez curvas de calibração foram construídas no
intervalo de 3,0 x10-9 a 1,0 x10-7 mol L-1 para obtenção do LD que variou de
0,8 a 2,4 x10-9 mol L-1 e sete curvas de calibração foram construídas na faixa de
3x10-9 a 1,0 x10-7 mol L-1 e de 1,0 a 3,0 x10-7 mol L-1 produzindo um LD no intervalo
98
3,6 a 9,8x10-9 mol L-1 que é da mesma ordem de grandeza do LD obtido por
GF-AAS (5,0x10-9 mol L-1) (MONTEIRO et al., 2016).
É importante mencionar que os valores de LD podem ser melhorados
utilizando tempos de deposição mais elevados (60 a 600s) tradicionalmente
utilizados em voltametria de redissolução. Neste trabalho utilizamos o tempo de
45s e os LD obtidos foram comparáveis com os do GF-AAS
(MONTEIRO et al., 2016).
De maneira geral, os resultados das análises de Cd(II) por SCP e GF-AAS
exibidos na Tabela 13 foram considerados satisfatórios, visto que apresentaram
elevados valores de concordância entre o valor adicionado e valor medido
(% recuperação), uma vez que em se tratando de amostras ambientais, conseguir
medidas reprodutíveis é difícil. A porcentagem de recuperação das medidas feitas
por SCP variou de 85 a 109%, com média de 96%, sendo estes ligeiramente
melhores que os encontrados por GF-AAS, os quais variaram entre 85 a 97%, com
valor médio de 91%.
Estes resultados confirmaram e validaram a capacidade da SCP em
determinar com precisão a concentração do Cd(II) total adicionado nas amostras
de águas naturais estudadas tanto em laboratório quanto em on-site, uma vez que
os únicos tratamentos realizados nas amostras foram a filtração em 0,45 µm e
acidificação com o HNO3, que podem facilmente serem realizados em campo, não
sendo necessário métodos prévios para destruir a matéria orgânica para a
determinação do Cd total provavelmente devido à fraca ligação de Cd(II) com a
matéria orgânica. Para outro metais como Cu(II) ou Pb(II), esta simplificação da
metodologia assumida neste trabalho deve ser validada (MONTEIRO et al., 2016).
99
Tabela 13- Comparação dos resultados da determinação de Cd total por SCP e GF-AAS
nas amostras coletadas nos rios Sorocabinha e Itapanhaú em novembro/2014.
Rio
[Metal Adicionado] 10
-7 mol L
-1
GF-AAS
10-7
mol L-1
Recuperação (%)
SCP 10
-7 mol L
-1
Recuperação (%)
Sorocabinha 0,7 0,7 93 0,8 109
Sorocabinha 1,5 1,4 92 1,3 85
Sorocabinha 2,4 2,2 92 2,4 100
Sorocabinha 3,3 2,9 85 3,3 100
Itapanhaú 0,7 0,7 97 0,7 102
Itapanhaú 1,5 1,3 88 1,4 93
Itapanhaú 2,4 2,1 88 2,5 106
Itapanhaú 3,3 3,0 91 3,0 91
Fonte: adaptada MONTEIRO et al., 2016.
5.5.2. Determinação de cádmio total nas amostras ultrafiltradas (<1 kDa)
Para melhores resultados o tempo de condicionamento das amostras no
sistema de UFT foi fixado em 15 minutos e fluxo nas válvulas de recirculação e o
fluxo de saída do ultrafiltrado foram definidos como 1,0 e 0,3 mL min-1
respectivamente.
Os resultados obtidos após determinação por SCP e GF-AAS das amostras
ultrafiltradas em 1 kDa e acidificadas, representam a concentração de Cd(II),
incluindo tanto o íon metálico livre quanto o metal coordenado a pequenos ligantes
que foram capazes de permear a membrana. A Tabela 14 exibe os resultados de
duas réplicas dos experimentos de UFT-SCP e UFT-GF-AAS para cada rio
estudado.
100
Tabela 14- Comparação dos resultados da determinação de Cd livre nas amostras
ultrafiltradas acidificadas por SCP e GF-AAS.
Cd adicionado
UFT/SCP
UFT/GF-AAS
Cd adicionado
UFT/SCP
UFT/GF-AAS
Cd (10-7 mol L-1)
Itapanhaú 1 Itapanhaú 2
0,7 0,3 0,2 0,7 0,3 0,2
1,5 0,5 0,5 1,5 0,4 0,5
2,4 1,0 0,9 2,4 0,9 0,9
3,2 1,3 0,9* 3,2 1,3 1,0*
Sorocabinha 1 Sorocabinha 2
0,7 0,4 0,5 0,7 0,5 0,5
1,5 0,9 0,9 1,5 0,8 1,1*
2,4 1,4 1,4 2,4 1,3 1,5
3,2 1,8 1,9 3,2 1,8 2,0
Pontos discordantes Fonte: adaptada MONTEIRO et al., 2016.
Analisando os resultados da Tabela 14 pode-se inferir que se houver a
disponibilidade de um sensor eletroquímico que permita o uso do método para
análise de SCP e ainda a possibilidade de levar o sistema de ultrafiltração nos dias
de coleta, a SCP pode ser utilizada como técnica de quantificação das espécies
livres, minimizando assim, a possibilidade de adulteração da amostra durante o
transporte e armazenamento da amostra. Chegou-se a este entendimento através
da comparação dos resultados obtidos com as duas técnicas, os quais mostraram
mais uma vez o potencial e bom desempenho do método proposto para a medir a
concentração de metais totais em amostras ácidas por SCP, uma vez que houve
apenas três resultados discordantes obtidos por GF-AAS marcados com um
asterisco (*).
Explorando os dados da Tabela 14, é importante evidenciar que a
concentração do Cd(II) “livre” representa 39% (rio Itapanhaú) a 58% (rio
Sorocabinha) do total adicionado, indicando que a outra parte do Cd pode estar
ligada aos compostos coloidais, tipo substâncias húmicas, que ficaram retidas na
membrana de 1kDa. E embora os valores de COD e pH dessas amostras sejam
101
semelhantes, o valor de Cd(II) medido nas amostras ultrafiltradas é elevado para o
rio Sorocabinha.
5.5.3. Determinação de cádmio livre na amostra in natura por AGNES
AGNES foi aplicada diretamente na amostra in natura filtrada (0,45 µm) para
obter a concentração de metal livre. O desenvolvimento do método para medidas
de AGNES consistiu de duas etapas realizadas consecutivamente. A primeira foi à
verificação da condição de equilíbrio (medidas em diferentes tempos de deposição,
habitualmente de 30 a 360s) para medidas de AGNES no potencial de deposição
escolhido, procedimento que deve ser realizado sempre que ocorrer possíveis
variações do potencial do eletrodo de referência. As condições de equilíbrio foram
atingidas quando o tempo de reoxidação chegou a ser o mesmo para o aumento do
tempo de deposição (GALCERAN et al., 2004).
A segunda etapa é a calibração, realizada para obter o valor da constante de
proporcionalidade (Equação 14) usando três ou quatro adições de metal medidas
em triplicata. Nove curvas de calibração foram medidas no intervalo de
0,6x10-9 a 1,0x10-7 mol L-1 para o cálculo do LD que variou no intervalo de
0,7 a 3,6x10-9 mol L-1.
Ressalta-se que este LOD representa o limite para o Cd(II) livre e é
considerado como um excelente resultado quando comparado com valores obtidos
por eletrodos de íons seletivos que são frequentemente de duas a três ordens de
grandezas mais elevadas. Melhorar estes valores não será tão simples, uma vez
que um potencial de deposição próximo da corrente limite já foi utilizado
(MONTEIRO et al., 2016).
Os resultados obtidos de Cd(II) livre determinado diretamente nas amostras
dos rios Itapanhaú e Sorocabinha por AGNES foram comparados com os
resultados do metal total nas amostras in natura e ultrafiltrada ambas acidificadas,
obtidos por SCP, como mostra as Figuras 25a e 25b, respectivamente. A
comparação destes resultados permitiu avaliar a contribuição dos pequenos
ligantes inorgânicos que conseguem permear a membrana de 1kDa na especiação
do Cd. Se essa contribuição for significativa esperava-se observar valores maiores
do Cd(II) na solução ultrafiltrada, pois se deve lembrar que ao acidificar a amostra e
102
analisa-la por SCP tem-se a concentração total do Cd (“livre+ Cd que estava ligado
a compostos orgânicos e/ou inorgânicos com tamanhos <1kDa).
Fonte: adaptada de MONTEIRO et al., 2016
Figura 25- Comparação do metal total adicionado com os resultados de metal das
amostras ultrafiltradas medidas por SCP e com o metal livre medido diretamente por
AGNES nas amostras do rio Itapanhaú (a) e Sorocabinha (b).
Observando os dados para o rio Itapanhaú (Figura 25 a) nota-se que a
fração livre do cádmio determinada diretamente por AGNES e a fração
determinada na fração ultrafiltrada por SCP são semelhantes, ou seja, seus
resultados são próximos. Essa concordância permite inferir que a especiação do
Cd(II) nessa amostra está relacionada diretamente a matéria orgânica natural,
representada pelo COD, uma vez que, a contribuição dos possíveis compostos de
tamanho < 1kDa, foi minoritária.
No entanto, para as amostras de água in natura do rio Sorocabinha
(Figura 25b) o valor do cádmio livre medido por AGNES é menor do que o valor
medido na fração ultrafiltrada, o que indica que as amostras de água do rio
103
Sorocabinha possivelmente é mais concentrada em pequenos ligantes inorgânicos
e/ou orgânicos que são capazes de permear a membrana de 1 kDa. Este
comportamento pode estar associado às características físico-químicas
(apresentados na seção 5.1) das águas do rio Sorocabinha, o qual apresentou
maior valor de condutividade do Sorocabinha (1043,0 μS cm-1) e Cl- (30,3 mg L-1)
em comparação com os encontrados para o rio Itapanhaú (189,0 μS cm-1) e
Cl- (12,8 mg L-1), provavelmente devido ao RS ter uma maior contribuição de sais
oriundos da água do mar. Os íons Cl- podem atravessar a membrana de 1kDa e
formar ligações com o Cd(II).
Outra observação a ser levada em consideração é que a concentração do
Cd “livre” na fração do ultrafiltrado do rio Sorocabinha é aproximadamente o dobro
da encontrada no rio Itapanhaú enquanto o metal livre Cd(II) (AGNES) na amostra
in natura é na verdade menor, indicando que a especiação do Cd(II) é diferente em
ambas as amostras dos rios, sendo controlada principalmente pela matéria
orgânica no rio Itapanhaú, enquanto que no rio Sorocabinha os ligantes de baixa
massa molecular (1kDa) inorgânicos e a concorrência de outros cátions e íons (por
exemplo, Cl-) são maiores para esse rio e devem ser levados em consideração. A
partir desses resultados, pode se concluir que a ligação do Cd(II) com a matéria
orgânica natural é principalmente eletrostática e que a competição com outros íons
possivelmente é muito efetiva (MONTEIRO et al., 2016).
Levando em consideração o COD, inclusive em relação à sua concentração
similar em ambos os rios, a natureza da matéria orgânica presente pode ser
diferente devido às relativas quantidades das frações de ácidos fúlvicos e húmicos
presentes. A força iônica mais elevada e os cátions presentes no rio Sorocabinha
sugerem que a fração húmica do COD é menos estável, ou encontra-se agregada.
Já no Itapanhaú essa fração húmica pode ainda ser significativa. Em trabalhos
futuros pretendemos investigar esta questão com mais detalhes (MONTEIRO et al.,
2016).
A fim de confirmar as observações descritas foram realizadas medidas de
AGNES nas amostras ultrafiltradas sem acidifica-las de duas amostras do rio
Sorocabinha (enriquecida com 2,4 e 3,2x 10-7 mol L-1 de Cd(II)) para determinar a
proporção de Cd(II) livre na solução ultrafiltrada. Os resultados mostraram que
apenas uma parcela de 37 a 45% do total de Cd(II) adicionado nesta fração é livre,
confirmando assim, que o Cd(II) estar realmente complexado na amostra
104
ultrafiltrada não acidificada provavelmente por pequenos ligantes inorgânicos
(MONTEIRO et al., 2016).
Neste trabalho foi validada a determinação da concentração total de Cd(II)
por SCP nas amostras in natura e ultrafiltrada acidificada com um LD de 1,6x10-9 M
e a determinação do Cd(II) livre por AGNES com um LD de 1,9x10-9 M
comparando-se com os resultados obtidos GF-AAS (seção 5.5.1). Além disso, foi
demonstrado também que a especiação de metais proposta pela metodologia
fornece informações válidas sobre o Cd(II) total e livre ao ser capaz de elucidar
adicionalmente a contribuição de ligantes inorgânicos e/ou orgânicos (<1kDa) na
complexação de metais nas amostras in natura (MONTEIRO et al., 2016).
5.6. Estudo das interações do Cd(II) e Pb(II) com os ácidos fúlvicos e
húmicos purificados dos rios Itapanhaú e Sorocabinha em diferentes
estações utilizando AGNES
Esta nova metodologia consiste em efetuar titulações dos ácidos húmicos
fúlvicos extraídos dos rios Sorocabinha (AHS e AFS) e Itapanhaú (AHI e AHS) com
o Cd(II) e Pb(II) em uma ampla faixa de concentração, seguindo a variação do
metal livre por AGNES. Este experimento permite extrair parâmetros para a
modelagem dos resultados por NICA-DONNAN (trabalhos futuros) e assim
compreender melhor as interações do metal com os diferentes ligantes.
Inicialmente foram feitas otimizações dos métodos para a obtenção de limite
de detecção (LD) adequados para a análise das espécies livres de Cd(II) e Pb(II),
por AGNES. Logo, o LOD obtido para Cd(II) variou de (1,0 a 6,0x10-9 mol L-1) e
(3,0 a 8,0x10-9 mol L-1) para o Pb(II). Para avaliar a reprodutibilidade dos
experimentos, bem como da técnica, os experimentos foram realizados em
duplicata e/ou triplicata quando necessário e de maneira geral, como pode ser
observado nas Figuras 26 a 30, os resultados foram bem reprodutíveis,
evidenciando a precisão nas medidas de AGNES.
Todos os experimentos com as amostras estudadas foram realizados em
três pH diferentes para cada metal. A escolha desses pH, está relacionada ao pH
natural das amostras de água coletada nos rios Sorocabinha e Itapanhaú, bem
como a uma simulação prévia realizada no programa Visual MinteQ, para
verificação das faixas de pH onde as espécies de Cd(II) e Pb(II) estivessem
105
predominantemente na sua forma complexada, logo os pH de trabalho foram 6, 7 e
8 para o Cd(II) e 5, 5,5 e 6,5 para o Pb(II).
As principais diferenças das interações do Pb(II) e Cd(II) com os ácidos
fúlvicos e húmicos extraídos dos rios Sorocabinha e Itapanhaú levando em
consideração fatores como, origem do material, sazonalidade, a heterogeneidade
dos complexos formados e diferentes condições de pH foram avaliadas em função
do comportamento dos valores das constantes ( ⁄ obtidas após
as titulações dos AF e AH. Para melhor interpretação dos resultados os dados de k’
foram normalizados (log k’/concentração do AF e/ou AH adicionado (kg L-1) para
obtenção de K (L g-1 AF e/ou AH) e posterior construção dos gráficos
(concentração do metal total) versus K (L g-1 AF e/ou AH).
A Figura 26 exibe a comparação da complexação do Pb(II) (pH 6,5) e Cd(II)
(pH 7,0) com o AF extraído do rio Itapanhaú coleta 2. Os valores de K foram
sempre maiores para o Pb(II) do que para o Cd(II) independente do material
estudado em qualquer concentração adicionada sugerindo que as ligações (AF-Pb)
são mais fortes, ou seja, o Pb(II) complexa mais em comparação às ligações do
(AF-Cd).
O perfil das curvas obtidas fornece informações quanto à heterogeneidade
dos complexos AF/AH-Metal. Se o sistema for homogêneo, será obtida uma linha
reta (constante) indicando que a proporção ⁄ se mantem qualquer que seja
a proporção de metal total/ligante total. Quando o sistema é heterogêneo a razão
⁄ decresce com o aumento da razão metal total/ligante total. Este
decréscimo é observado porque inicialmente a concentração do metal é baixa,
logo, estes tendem a ocupar os sítios de complexação mais fortes presentes nos
AF e AH. Conforme a vai aumentando, os sítios mais fortes estão ocupados e
os íons metálicos vão ocupando os sítios mais fracos. Dessa forma a complexação
entre o AF-Pb é muito heterogênea, enquanto que para o cádmio é praticamente
homogênea.
106
Figura 26- Curvas de (obtidas por meio da AGNES) para o ácido fúlvico do rio
Itapanhaú período chuvoso (AF RI-02), comparando as diferenças de complexação do
Cd(II) (pH 7) e Pb(II) (pH 6,5) e força iônica 0,01mol L-1.
As Figuras 27a e 27b exemplificam a comparação da complexação do Pb(II)
(pH 6,5) e Cd(II) (pH 7,0) com o AF e AH, respectivamente, comportamento
observado em todas as amostras estudadas. Nota-se que os valores das
constantes para o mesmo metal são sempre maiores para a complexação com o
AH, o qual apresenta comportamento mais heterogêneo, uma vez que o ácido
húmico é conhecido por apresentar menos sítios com cargas negativas e um maior
grau de variabilidade dos grupos disponíveis para complexar estes metais,
enquanto que o AF apresenta mais cargas e menor variedade de grupos (MILNE;
KINNIBURGH; TIPPING, 2001).
Este efeito é bem evidente para o Cd(II) onde a complexação com o AH é
mais heterogênea e mais forte para uma razão metal ligante baixa, porém, com o
aumento da concentração do metal a complexação dos AF torna-se mais efetiva,
pois há mais grupos. Além disso, estes resultados corroboram com o que já foi
demonstrado na literatura que as interações entre metais traço e o material húmico
pode ocorrer através de interações não específicas, como à carga negativa residual
e/ou específicas, entre cátions e grupos funcionais presentes (DOMINGOS, et al.,
2004).
0,0E+00
1,0E+05
2,0E+05
3,0E+05
4,0E+05
5,0E+05
6,0E+05
7,0E+05
8,0E+05
0,0E+00 5,0E-07 1,0E-06 1,5E-06 2,0E-06 2,5E-06 3,0E-06 3,5E-06
K (
L g
-1 A
F e
AH
)
CMT
Cd AF RI-02 Pb AF RI-02
107
Tanto para os experimentos Cd(II) (Figura 28a) quanto para o Pb(II) (Figura
28b) os maiores valores de K foram encontrados com o aumento do valor de pH e
consequentemente foi observado uma maior complexação e heterogeineidade.
Conforme vai ocorrendo a desprotonação (acréscimo da carga negativa e/ou
posições ionizadas presente nos ligantes) o valor de K’ aumenta (KINNIBURG et
al., 1999). Dessa forma o pH 8 para o Cd(II) e o pH 6,5 para o Pb(II) permitiu uma
maior interação desses metais traço com os AF e AH estudados. Estes resultados
sugerem que quando forem quantificados Cd(II) e Pb(II) nas águas dos rios
Sorocabinha e Itapanhaú com pH variando de 5,3 a 6,3 (seção 5.1), provavelmente
o Cd(II) estará mais disponível do que o Pb(II), uma vez que o AH e AF presentes
nessas amostras apresentaram maior afinidade pelo Pb(II).
0,0E+00
2,0E+04
4,0E+04
6,0E+04
8,0E+04
1,0E+05
0,0E+00 5,0E-07 1,0E-06 1,5E-06 2,0E-06
k (
L g
-1 C
OD
)
CMT
Cd AF RI-02 Cd AH RI-02
(a)
0,0E+00
2,0E+05
4,0E+05
6,0E+05
8,0E+05
0,0E+00 1,5E-06 3,0E-06
CMT
Pb AF RI-02 Pb AH RI-02
(b)
Figura 27- Comparação das curvas de 𝐾𝑥𝐶𝑀 𝑇 (obtidas por meio da AGNES) para o AF e
AH do rio Itapanhaú período chuvoso, experimentos realizados com Cd(II) em pH 7 (a) e
Pb(II) em pH 6,5 (b), força iônica 0,01mol L-1.
108
Em relação à origem, pode-se inferir por meio dos resultados exibidos nas
Figuras 29a e 29b, que para ambos os casos em pH mais baixos as complexações
são semelhantes mas que para os pH mais elevados no caso do Cd(II) é mais forte
com o AF RI do que com o AF RS mas se observa o inverso em relação ao Pb(II)
onde a complexação é maior para o rio Sorocabinha.
0,0E+00
3,0E+04
6,0E+04
9,0E+04
1,2E+05
1,5E+05
0,0E+00 1,0E-06 2,0E-06 3,0E-06
k (
L g
-1 C
OD
)
CMT
Cd AF RI-02 pH6 Cd AF RI-02 pH7
Cd AF RI-02 pH8
(a)
0,0E+00
2,0E+05
4,0E+05
6,0E+05
8,0E+05
0,0E+00 1,0E-06 2,0E-06 3,0E-06
CMT
Pb AF RI-02 pH 5 Pb AF RI-02 pH 5,5
Pb AF RI-02 pH 6,5
(b)
Figura 28- Influência do pH na complexação do Cd(II) (pH 6, 7 e 8) (a), e do Pb(II) em pH
(5, 5,5 e 6,5 (b), com o AF do rio Itapanhaú.
109
A Figura 30 mostra a comparação dos resultados em função da
sazonalidade para os AF extraídos do rio Itapanhaú. A complexação é
sistematicamente maior na coleta 2 (período seco) do que na coleta 1 (período
chuvoso). A diferença é maior no caso do Cd(II) do que para o Pb(II), e no caso do
Cd(II) maior aos pH 6 e 7 do que a pH 8. Nota-se que a distribuição das frações
indica que no caso da coleta 1 a predominância é da fração F3 com 45% seguida
da F4 com 27% e da F5 com 7% enquanto na coleta 2 a fração mais preominante é
a F5 com 35%, seguida da F4 com 26% e F3 com 23%. Esta distribuição com
maior abundância de moléculas menores na coleta 2 indica em geral maiores
densidades de cargas por moléculas, o que justificaria uma maior complexação. As
titulações potenciométricas para determinar as quantidades de cargas estão em
andamento, o que permitirá brevemente confirmar a origem deste comportamento.
0,0E+00
5,0E+04
1,0E+05
1,5E+05
0,0E+00 1,0E-06 2,0E-06 3,0E-06
K (
L g
-1 C
OD
)
CMT
Cd AF RS-02 pH6 Cd AF RS-02 pH7Cd AF RS-02 pH8 Cd AF RI-02 pH6Cd AF RI-02 pH7 Cd AF RI-02 pH8
0,0E+00
2,0E+05
4,0E+05
6,0E+05
8,0E+05
0,0E+00 1,0E-06 2,0E-06 3,0E-06
CMT
Pb AF RI-02 pH5 Pb AF RI-02 pH5,5
Pb AF RI-02 pH6,5 Pb AF RS-02 pH5
Pb AF RS-02 pH5,5 Pb AF RS-02 pH6,5
(b)
Figura 29- Influência da origem do material extraído na complexação do Cd AF RS e AF
RI-02 (pH 6, 7 e 8) (a), e do Pb AF RS-02 e AF RI-02 em pH (5, 5,5 e 6,5) (b).
(a)
110
Durante este trabalho foram realizados experimentos de SSCP para estudar
a heterogeneidade da complexação e apenas um exemplo será mostrado aqui.
Esse estudo pretende investigar métodos capazes de obter informações de
heterogeneidade a partir da inclinação da curva de SSCP que é intercalada nos
experimentos de AGNES.
Na SSCP é a inclinação da curva que reflete a heterogeneidade do
complexo SHA-Metal. Os gráficos de SSCP apresentam duas curvas, uma
referente à curva teórica (Fitting curve SSCP – linha cheia) obtida por intermédio de
equações estabelecidas para combinar os valores teóricos, ajustando os valores do
(potencial padrão) e (tempo) e a outra curva representa os dados
experimentais (linha com marcadores). A curva teórica é para um sistema
homogêneo, quanto mais distante for a curva experimental (SSCP [Cd]= 5,1x10-3)
da curva teórica (Fitting curve SSCP [Cd]=5,1x10-3), por exemplo, mais
heterogêneo é o sistema. Observando os resultados parciais obtidos neste trabalho
(Figura 31), é possível inferir que a pH 6 os complexos formados para a
concentração de Cd estudada são praticamente homogêneos para ambas SHA
estudadas, enquanto que, os formados com o Pb(II) ao mesmo pH, apresentam
uma inclinação maior nos pontos experimentais nas curvas de SSCP quando
0,0E+00
5,0E+04
1,0E+05
1,5E+05
0,0E+00 1,0E-06 2,0E-06 3,0E-06 4,0E-06
K (
L g
-1 A
F)
CMT
Cd AF RI-01 pH6 Cd AF RI-02 pH6
Cd AF RI-01 pH7 Cd AF RI-02 pH7
Cd AF RI-01 pH8 Cd AF RI-02 pH8
(a)
0,0E+00
2,0E+05
4,0E+05
6,0E+05
8,0E+05
0,0E+00 2,0E-06 4,0E-06
CMT
PB AF RI-01 PH5 Pb AF RI-02 pH5
Pb AF RI-01 pH5,5 Pb AF RI-02 pH5,5
Pb AF RI-01 pH6,5 Pb AF RI-02 pH6,5
(b)
Figura 30- Influência da sazonalidade na complexação do Cd e AF RI (pH 6, 7 e 8) (a) e
do Pb AF RI em pH (5, 5,5 e 6,5) (b), para os períodos chuvoso (01) e seco (02).
111
comparados com a curva teórica, evidência de um comportamento bastante
heterogêneo.
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
-0,85 -0,75 -0,65 -0,55
τ (s
)
Edep (V)
(a) SHA RS- Cd(II)
SSCP [Cd]=5,1e-3
Fitting Curve SSCP[Cd]=5,1 e-3
0,00
0,10
0,20
0,30
0,40
-0,75 -0,65 -0,55 -0,45 -0,35
Edep (V)
(b) SHA Sor- Pb(II)
SSCP [Pb]=6,2 e-4
"Fitting Curve SSCP[Pb]=6,2 e-4"
Figura 31- Curvas de SSCP experimental e teórica para o Cd(II) (a) e Pb(II) (b) com a SHA
extraída do rio Sorocabinha a pH 6.
112
6. CONCLUSÃO
Os resultados da avaliação da qualidade da água dos rios Sorocabinha (RS)
e Itapanhaú (RI) permitiram verificar que a maiores diferenças entre esses rios se
devem à maior contribuição da água do mar no rio Sorocabinha, o qual apresentou
maiores valores de condutividade e cloreto principalmente no período de estiagem.
A MON foi caracterizada como predominantemente de origem alóctone e a
concentração do COD foi maior no RS em detrimento do RI e apresentaram
maiores valores quando comparados com rios de outros países. Os metais, Al, Co,
Cr, Cu, Fe, Mn, e Zn foram encontrados em ambos os rios, em maiores
concentrações no RS, e no período chuvoso para ambos. Estes metais
apresentaram-se predominantemente na fração dissolvida, complexados à fração
coloidal. E apenas Al, Fe, Cu e principalmente Mn apresentara-se em suas “formas
livres” e dessa forma, mais biodisponíveis para internalização pela biota aquática;
A análise de ANOVA intervalo de 95 % de confiança aplicada aos dados de
caracterização das substâncias húmicas e ácidos fúlvicos extraídos a partir da
MON para os rios estudados revelaram que apesar das amostras apresentarem
algumas variações em suas composições estruturais, não há diferença significativa
entre elas. Houve uma maior predominância de estruturas alifáticas na composição
de todas as amostras, porém as amostras provenientes do RS no período chuvoso
são mais humificadas e aromáticas do que as do RI. Em relação à influência da
sazonalidade, as amostras (SHA RI-02 e SHA RS-02) são mais aromáticas e ricas
em compostos carbonílicos do que as amostras coletadas no período chuvoso
(SHA RI-01; SHA RS-01).
A partir do fracionamento molecular das amostras das SHA e AF e in natura
foram obtidas seis frações, e apenas 5 para os AH, assim descritas: F1 >100
kDa;30 <F2< 100 kDa; 10 < F3 <30 kDa; 3< F4 < 10 kDa; 1 < F5 < 3 kDa ou F5 <3 e
F6 <1 kDa. As amostras de SHA extraídas do RS apresenta maior predominância
de compostos de maiores tamanhos, F4 em detrimento das do RI que tem maior
porcentagem dos compostos menores F5. Em relação aos AF a maior composição
é dos grupos de menores tamanhos (F5) e para o RS há uma ainda uma
porcentagem maior de compostos (<1kDa). Os ácidos húmicos presentes nesses
113
rios tem uma maior abundância dos compostos de alta massa molecular (F>100
kDa). A distribuição dos metais presentes originalmente nas frações estudadas, de
maneira geral, evidenciaram as diferença das afinidades dos metais (Zn, Fe, Al e
K) em função do material extraído e suas origens. No AF de ambos os rios, os
metais estiveram preferencialmente distribuídos nas frações de menor tamanho (F4
e F5) enquanto que no AH estiveram mais distribuídos nas frações (F1 e F3).
A metodologia desenvolvida para a especiação de Cd(II) nas amostras de
água dos RS e RI, validada em laboratório combinando UFT–SCP e AGNES é
capaz de ser utilizada em experiências on-site, uma vez que para a quantificação
por SCP apenas a filtração e acidificação das amostras é necessário, enquanto que
por AGNES a amostra é apenas filtrada. Os resultados forneceram informações
válidas em relação às concentrações totais e livres de cádmio e, adicionalmente,
alguma interpretação sobre a contribuição dos pequenos ligantes inorgânicos na
complexação do Cd(II). A determinação de Cd(II) total nas amostras (in natura e
ultrafiltrada em 1kDa) acidificadas por SCP teve limite de detecção de
1,6x10-9 mol L-1 e o LD para a determinação de Cd(II) livre usando a AGNES foi
1,9x10-9 mol L-1.
As principais diferenças das interações do Pb(II) e Cd(II) com os ácidos
fúlvicos e húmicos extraídos dos rios Sorocabinha e Itapanhaú usando AGNES
foram avaliadas levando em consideração fatores como, origem do material,
sazonalidade e heterogeneidade através do comportamento dos valores de K. Os
resultados obtidos mostram uma complexação mais efetiva para o Pb(II) do que
para o Cd(II) como esperado. Considerando o mesmo metal, os valores de K
indicaram que o AH tem maior potencial complexante e comportamento mais
heterogêneo que o AF. Em relação à variação do pH tanto para os experimentos
com Cd(II) quanto para o Pb(II), os maiores valores de K foram encontrados com o
aumento do valor de pH e consequentemente foi observado uma maior
complexação e heterogeneidade. Comparando os AF e AH obtidos dos RI e RS
não existe uma tendência clara, já em relação à sazonalidade a complexação é
mais efetiva no período seco que no chuvoso.
114
7. TRABALHOS FUTUROS
a) Determinação dos parâmetros NICA-Donnan para os ácidos húmicos e
fúlvicos aquáticos purificados, frações (obtidas após fracionamento) e dos
rios Sorocabinha e Itapanháu dos dois períodos de coleta (março e
novembro de 2014
Titulações potenciométricas das 8 amostras sob três diferentes forças
iônicas;
Modelagem dos resultados de potenciometria e da interacção com Cd2+ e
Pb2+ com Orchestra/PEST;
b) Experimentos de AGNES e SSCP nas amostras após o fracionamento
molecular do AF e AH purificado dos rios Sorocabinha e Itapanhaú
Simulação dos resultados esperados em cada fração com Orchestra
baseado nos parâmetros obtidos para os materiais purificados não
fracionados;
c) Tratamento dos dados experimentais obtidos por SSCP para aferir a
heterogeneidade e labilidade do Cd(II) e Pb(II) com os AF e AH purificados
e suas frações.
d) No trabalho de pos-doc pretende-se continuar o desenvolvimento da
detecção on-site terminando o trabalho para o Cd(II) e Pb(II) e
desenvolvendo a detecção para o Hg(II).
115
REFERÊNCIAS
ABATE, G.; MASINI, J. C. Complexation of Cd (II) and Pb (II) with humic acids studied by anodic stripping voltammetry using differential equilibrium functions and discrete site models. Organic Geochemistry, v. 33, p. 1171-1182, 2002. AGUILAR, D.; PARAT, C.; GALCERAN, J.; COMPANYS, E.; PUY, J.; GAUTIER, M. P. Determination of free metal ion concentrations with AGNES in low ionic strength media. Journal of Electroanalytical Chemistry, v. 689, p. 276-283, 2013.
AMERICAN PUBLIC HEALTH ASSOCIATION; AMERICAN WATER WORKS ASSOCIATION; WATER ENVIRONMENT FEDERATION. Standard methods for the examination of water and wastewater. 21st ed. Washington, DC, 2005. 1200 p. BOTERO, W. G.; SOUZA, S. O.; SANTOS, O. S.; OLIVEIRA, L. C. AMARANTE, C. B. Influência das substâncias húmicas de sedimentos na biodisponibilidade de metais para o sistema aquático. Química Nova, v. 37, p. 943-949, 2014. BUFFLE, J. Complexation reactions in aquatic systems: an analytical approach. New York: Ellis Horwood, 1988. 692 p. BUGARIN, M. G.; MOTA, A. M.; PINHEIRO, J. P.; GONÇALVES, M. L. S. S. Influence of metal concentration at the electrode surface in differential pulse anodic stripping voltammetry in the presence of humic matter. Analytica Chimica Acta, v. 294, p. 271-281, 1994. BURBA, P.; ROCHA, J.; KLOCKOW, D. Labile complexes of trace-metals in aquatic humic substances - investigations by means of an Ion exchange-based flow procedure. Fresenius Journal of Analytical Chemistry, v. 349, p. 800-807, 1994. CHITO, D.; WENG, L.; GALCERAN, J.; COMPANYS, E.; PUY, J.; RIEMSDIJK, W. H.; VAN LEEUWEN, H. P. Determinatíon of free Zn2+ concentratíon in synthetic and natural samples with AGNES (absence of gradients and nernstian equilibrium stripping) and DMT (donnan membrane technique). Science of the Total Environment, v. 421, p. 238-244, 2012. CHON, K.; CHON, K. CHO, J. Characterization of size fractionated dissolved organic matter from river water and waster effluent using preparative high performance size exclusion chromatography. Organic Geochemistry, v.103, p. 105-112, 2017. COMPANHIA DE TECNOLOGIA DE SANEAMENTO AMBIENTAL. Qualidade das águas superficiais no Estado de São Paulo, 2011. São Paulo, 2012. 356 p. (Série relatórios). COSTA, A. S.; PASSOS, E. A.; GARCIA, C. A. B.; ALVES, J. P. H. Characterization of dissolved organic matter in the Piauí river estuary, northeast Brazil. Journal of the Brazilian Chemical Society, v. 22, p. 2139-2147, 2011.
116
DANG, D. H.; LENOBLE, V.; DURRIEU, G.; OMANOVIC, D.; MULLOT, J. U.; MOUNIER, S.; GARNIER, C. Seasonal variations of coastal sedimentary trace metals cycling: insight on the effect of manganese and iron (oxy)hydroxides, sulphide and organic matter. Marine Pollution Bulletin, 2015. doi.10.1016/j.marpolbul.2014.12.048. EIGEN, M. Fast elementary steps in chemical reacion mechanisms. Pure and Applied Chemistry, v. 6, p. 97-115, 1963. ELBISHLAWI, H.; JAFFE, P. R. Characterization of dissolved organic matter from a restored urban marsh and its role in the mobilization of trace metals. Chemosphere, v. 127, p.144-151, 2015. GALCERAN, J.; COMPANYS, E.; PUY, J.; CECILIA, J.; GARCES J. L. AGNES: a new electroanalytical technique for measuring free metal ion concentration. Journal of Electroanalytical Chemistry, v. 566, p. 95-109, 2004. GIOVANELA, M.; CRESPO, J. S.; ANTUNES, M.; ADAMATTI, D. S.; FERNANDES, A. N.; BARISON, A.; SILVA, C. W. P. da; GUEGAN, R.; MOTELICA-HEINO, M.; SIERRA, M. M. D. Chemical and spectroscopic characterization of humic acids extracted from the bottom sediments of a Brazilian subtropical microbasin. Journal of Molecular Structure, v. 981, p. 111-119, 2010. GOVEIA, D.; ROCHA, J. C.; OLIVEIRA, L. C.; MORAIS, L. C.; CAMPOS, V.; FRACETO, L. F.; ROSA, A. H. Caracterização estrutural das substâncias húmicas aquáticas extraídas dos rios Itapanhaú e Ribeira de Iguape. Química Nova, v. 34, p. 753-758, 2011.
GUSTAFSSON, J. P. Visual MINTEQ ver. 3.1. [S.l.:s.n.], 2013. Disponível em <http://vminteq.lwr.kth.se/>. Acesso em: 10 fev. 2017. HORTELLANI, M. A.; SARKIS, J. E. S.; ABESSA, D. M. S.; SOUSA, E. C. P. M. Avaliação da contaminação por elementos metálicos dos sedimentos do estuário Santos - São Vicente. Química Nova, v. 31, p. 10-19, 2008.
INTERNATIONAL HUMIC SUBSTANCES SOCIETY. Isolation of IHSS aquatic humic and fulvic acids. 2008. Disponível em: <http://humic-substances.org/isolation-of-ihss-aquatic-humic-and-fulvic-acids/#organization>. Acesso em: 10 nov. 2016.
JAMALIA, M. K.; KAZIA, T. G.; ARAINA, M. B.; AFRIDI, H. I.; JALBANI, N.; KANDHOROA, A. Q. S.; BAIGA, J. A. Speciation of heavy metals in untreated sewage sludge by using microwave assisted sequential extraction procedure. Journal of Hazardous Materials, v. 163, p. 1157-1164, 2009. JARUP, L. Hazards of heavy metal contamination. British Medical Bulletin, v. 68, p. 167-182, 2003.
117
JIANG, T.; SKYLLBERG, U.; GREEN, N. W.; TANG, J.; WANG, D.; LI, C. Characteristics of dissolved organic matter (DOM) and relation ship with dissolved mercury in Xiaoqing River-Laizhou Bay estuary, Bohai Sea, China. Environmental Pollution, v. 223, p. 19-30, 2017. KAUSHIK, A.; KANSAL, A.; SANTOSH; MEENA; KUMARI, S.; KAUSHIK, C. P. Heavy metal contamination of the river Yamuna Haryana India: assessment by metal sediment enrichment fator. Journal of Hazardous Materials, v.164, p. 265-270, 2009. KEIZER M. G.; VAN RIEMSDIJK, W. H. (Coord.). ECOSAT: a computer program for the calculation of chemical speciation and transport in soil-water systems. Version 4.7. Wagening, 1995. KIKUCHI, T.; FUJII, M.; TERAO, K.; LEE, Y. P.; YOSHIMURA, C. Correlations between aromaticity of dissolved organic matter and trace metal concentrations in natural and efluente waters: a case study in the Sagami River Basin, Japan. Science of the Total Environment, v. 576, p. 36-45, 2017. KIPPLER, M.; HOSSAIN, M. B.; LINDH, C.; BROBERG, K. Early lifelow-level cádmium exposure is positively associated with increased oxidative stress. Environmental Research, v. 112, p. 164-170, 2012. MARTINS, C. A. S.; NOGUEIRA, N. O.; RIBEIRO, P. H.; RIGO, M. M.; CANDIDO, A. O. Dynamics of soil trace metal. Revista Brasileira de Agrociência, v. 17, p. 383-391, 2011. MEEUSSEN, J. C. L. ORCHESTRA: an object-oriented framework for implementing chemical equilibrium models. Environmental Science & Technology, v. 37, p. 1175-1182, 2003. MERCÊ, A. L. R.; YANO, L. S.; THANH, X.; D. BOUET, G. Complexing power of vitamin D3 toward various metals. potentiometric studies of vitamin D3 complexes with Al3+, Cd2+, Gd3+, and Pb2+ ions in water-ethanol solution. Journal of Solution Chemistry, v. 32, p. 1075-1085, 2003. MONTEIRO, A. S. C.; PARAT, C.; ROSA, A. H.; PINHEIRO, J. P. Towards field trace metal speciation using electroanalytical techniques and tangential ultrafiltration. Talanta, v. 152, p. 112-118, 2016. MONTERROSO, C. C.; CARAPUCA, H. M.; SIMÃO, J. E. J; DUARTE, A. C. Optimisation of mercury film deposition on glassy carbon electrodes: evaluation of the combined effects of pH, thiocyanate ion and deposition potential. Analytica Chimica Acta, v. 503, p. 203-212, 2004. MOREIRA, F. R.; MOREIRA, J. C. A importância da análise de especiação do chumbo em plasma para a avaliação dos riscos à saúde. Química Nova, v. 27, p. 251-260, 2004.
118
MOREL, F. M. M.; HERING, J. G. Principles and applications of aquatic chemistry. New York: Wiley, 1993. 608 p. MOTA, A. M.; SANTOS, M. M. C.; TURNER, T. D. Metal speciation and bioavailability. New York: John Wiley & Sons, 1995. 679 p. NORDIC COUNCIL OF MINISTERS. Lead review. [S.l.], 2003. 29 p. Disponível em: <http://www.who.int/ifcs/documents/forums/forum5/nmr_lead.pdf>. Acesso em: 20 fev. 2017. OLIVEIRA, J. L.; BOROSKI, M.; AZEVEDO, J. C. R.; NOZAKI, J. Spectroscopic investigation of humic substances in a tropical lake during a complete hydrological cycle. Acta Hydrochimica et Hydrobiologica, v. 34, p. 608-617, 2006. OTERO, N. G.; ALONSO, M. C. B.; GONZÁLEZ, R. D.; HERMELO, P. H.; PIÑEIRO, A. M.; BARRERA, P. B. Evaluation of offgel electrophoresis, electrothermal atomic absorption spectroscopy and inductively coupled plasma optical emission spectroscopy for trace metal analysis in marine plankton protein. Microchemical Journal, v. 119, p. 51-57, 2015. PARAT, C.; SCHNEIDER, A.; CASTETBON, A.; POTIN-GAUTIER, M. Determination of trace metal speciation parameters by using screen-printed electrodes in stripping chronopotentiometry without deaerating. Analytica Chimica Acta, v. 688, p. 156-162, 2011. PERNET, C. B.; COMPANYS, E.; GALCERAN, J.; MOREY, M.; MOUCHEL , J.; PUY, J. Pb-binding to various dissolved organic matter in urban aquatic systems: key role of the most hydrophilic fractíon. Geochimica et Cosmochimica Acta, v. 14, p. 4005-4019, 2011. PESAVENTO, M.; ALBERTI G.; BIESUZ, R. Analytical methods for determination of free metal ion concentration, labile species fraction and metal complexation capacity of environmental waters: a review. Analytica Chimica Acta, v. 631, p. 129-141, 2009. ROCHA, J. C.; ROSA, A. H. Substâncias húmicas aquáticas: interações com espécies metálicas. São Paulo: Ed. Unesp, 2003. 120 p. ROCHA, J. C.; ROSA, A. H.; CARDOSO, A. A. Introdução à química ambiental. Porto Alegre: Bookman, 2004. 154 p. ROMÃO, L. P. C.; ROCHA, J. C. Utilização da ultrafiltração em fluxo tangencial na determinação das constantes de troca entre substâncias húmicas e íons Cu (II). Revista da Fapese de Pesquisa e Extensão, v. 2, p. 25-36, 2005. ROMÃO, L. P. C.; CASTRO, G. R.; ROSA, A. H.; ROCHA, J. C.; PADILHA, P. M.; SILVA, H. C. Tangential flow ultrafiltration: an alternative methodology for determination of complexation parameters in organic matter from waters and soils samples from Brazilian regions. Analytical and Bioanalytical Chemistry, v. 375, p. 1097-1100, 2003.
119
ROMÃO, L. P. C.; LEAD, J. R.; ROCHA, J. C.; OLIVEIRA, L. C.; ROSA, A. H.; MENDONÇA, A. G. R.; RIBEIRO, A. S. Structure and properties of brazilian peat: analysis by spectroscopy and microscopy. Journal of Brazilian Chemical Society, v. 18, p. 714-720, 2007. ROSA, A. H.; SIMÕES, M. L.; OLIVEIRA, L. C. de; ROCHA, J. C.; MARTIN NETO, L.; MILORI, D. M. B. P. Multimethod study of the degree of humification of humic substances extracted from different tropical soil profiles in Brazil's Amazonian region. Geoderma, v. 127, n. 1/2, p. 1-10, 2005. SARGENTINI, E. J.; ROCHA, J. C.; ROSA, A. R. ZARA, L. F.; SANTOS, A. S. Substâncias húmicas aquáticas: fracionamento molecular e caracterização de rearranjos internos após complexação com íons metálicos. Química Nova, v. 24, p. 339-344, 2001. SERRANO, N.; DÍAZ-CRUZ, J. M.; ARIÑO, C.; ESTEBAN, M.; PUY, J.; COMPANYS, E.; GALCERAN, J.; CECILIA, J. Analysis of stripping chronopotentiograms at scanned deposition potential (SSCP) as a tool for heavy metal speciation: theoretical development and application to Cd(II)-Phthalate and Cd(II)-Iodide systems. Journal of Electroanalytical Chemistry, v. 600, p. 275-284, 2007. SHIUA, R. F.; LEEA, C. L. Role of microgel formation in scavenging of chromophoric dissolved organic matter and heavy metals in a river-sea system. Journal of Hazardous Materials, v. 328, p. 12-20, 2017. SHUJUN, D.; YAN, G.; YIN, Z.; LU, H.; JIA, R.; XU, J.; CANÇÃO, X.; LI, L.; SHU, Y.; ZHAO, X. Toxicological assessment of combined lead and cadmium: acute and sub-chronic toxicity study in rats. Food and Chemical Toxicology, v. 65, p. 260-268, 2014. STEVENSON, F. J. Humus chemistry: genesis, composition and reactions. 2nd. ed. New York: John Wiley & Sons, 1994. 512 p. TEMPLETON, D. M. Guidelines for terms related to chemical speciation and fractionation of elements. Definitions, structural aspects, and methodological approaches. Pure Applicaion Chemistry, v. 72, p. 1453-1470, 2000. THURMAN, E. M.; MALCOLM, R. L. Preparative isolation od aquatic humic substances. Environmental Science & Technology, v. 15, p. 463-466, 1981. TONELLO, P. S.; ROSA, A. H.; ABREU JUNIOR, C. H.; MENEGÁRIO, A. A. Use of diffusive gradients in thin films and tangential flow ultrafiltration for fractionation of Al(III) and Cu(II) in organic-rich river waters. Analytica Chimica Acta, v. 598, p. 162-168, 2007. TORO, D. M.; ALLEN, H. L.; MEYER, P.; PAQUIN, R.; SANTORE, R. C. Biotic ligand model of the acute toxicity of metals. Environmental Toxicology and Chemistry, v. 20, p. 2383-2396, 2001.
120
TOWN, R. M.; VAN LEEUWEN, H. P. Stripping chronopotentiometry at scanned deposition potential (SSCP). Part 2. Determination of metal ion speciation parameters. Journal of Electroanalytical Chemistry, v. 541, p. 51-65, 2003. UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Method 3005A. Acid digestion of waters for total recoverable or dissolved metals for analysis by FLAA or ICP spectroscopy. Washington, DC, 1992. 25 p. VAN LEEUWEN, H. P.; TOWN, R. M. Electrochemical metal speciation analysis of chemically heterogeneous samples: the outstanding features of stripping chronopotentiometry at scanned deposition potential. Environmental Science & Technology, v. 37, p. 3945-3952, 2003. VAN LEEUWEN, H. P.; TOWN, R. M. Fundamental features of metal ion determination by stripping chronopotentiometry. Journal of Electroanalytical Chemistry, v. 509, p. 58-65, 2001. WATANABE, C. H.; GONTIJO, E. S. J.; MONTEIRO, A. S. C.; LIRA, V. S.; KUMAR, N. T.; BUENO, C. C.; FRACÁCIO, R.; ROSA, A. H. Toxicity assessment of arsenic and cobalt in the presence of aquatic humic substances of different molecular sizes. Ecotoxicology and Environmental Safety, v. 139, p. 1-8, 2017. ZHANG, H.; RUIXIA, L.; LEAD, J. R. Combining cross flow ultrafiltration and diffusion gradients in thin-films approaches to determine trace metal speciation in freshwaters. Geochimica et Cosmochimica Acta, v. 109, p. 14-26, 2013.